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CONSEJERÍA DE MEDIO AMBIENTE Y ORDENACIÓN DEL TERRITORIO

Guía de evaluación de riesgos para salud humana en suelos potencialmente contaminados

Rev.0. Enero-2017

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GUÍA DE EVALUACIÓN DE RIESGOS PARA SALUD HUMANA EN SUELOS

POTENCIALMENTE CONTAMINADOS

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PRÓLOGO

La presente “Guía de evaluación de riesgos para salud humana en suelos potencialmente contaminados”

constituye uno de los documentos reconocidos recogidos en el capítulo IV del Decreto 18/2015, por el

que se aprueba el reglamento que regula el régimen aplicable a los suelos contaminados en Andalucía.

La finalidad del documento es la de poner a disposición de los titulares de actividades potencialmente

contaminantes del suelo, así como de las entidades que necesiten realizar análisis de riesgos dentro de

los estudios de calidad del suelo referidos en el art. 8.1.c. del Decreto 18/2015, datos, buenas prácticas

y criterios que faciliten y homogenicen la ejecución de estas tareas, y aseguren unos mínimos de calidad

en las evaluaciones realizadas.

De acuerdo a la definición de documento reconocido contenida en el Decreto 18/2015, se trata de un

documento técnico y sin carácter reglamentario, no obstante según queda reflejado en el art. 8.3 del

Decreto, los estudios de calidad del suelo se llevarán a cabo conforme a los criterios recogidos en estos

documentos reconocidos, que son aprobados mediante resolución de la Dirección General de la

Consejería de Medio Ambiente competente en materia de suelos y recogidos en el registro andaluz de

documentos reconocidos en materia de suelos contaminados.

Al igual que otros documentos reconocidos, la presente guía podrá ser revisada en el tiempo en función

de la normativa vigente en cada momento y con la evolución de las mejores prácticas conocidas sobre la

materia.

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CRITERIOS BÁSICOS

A partir de la aprobación del presente documento, los estudios de calidad del suelo llevados a cabo en

Andalucía en relación al Decreto 18/2015, y más concretamente los análisis cuantitativos de riesgos,

correspondan a estudios reglamentarios o a actuaciones voluntarias de recuperación de suelos, deben

llevarse a cabo siguiendo los principios, recomendaciones y los diferentes procedimientos recogidos en la

presente guía o en cualquier otra así mismo aprobada como documento reconocido.

Cualquier desviación significativa que fuera preciso contemplar de forma excepcional, se identificará

claramente en los informes de resultados en anexo independiente, y se justificará técnicamente, con

indicación de las referencias documentales y bibliográficas adecuadas, para la valoración por el Órgano

ambiental competente del cumplimiento, en cualquier caso, de lo previsto en el Anexo III del Reglamento

que regula el régimen aplicable a los suelos contaminados, aprobado mediante el citado Decreto

18/2015, y en concreto, de los siguientes criterios básicos:

1. Se deberán contemplar todos los focos de contaminación existentes.

2. Se deberán considerar todos los mecanismos de transporte de contaminantes.

3. Se deberán incluir todas las vías de exposición posibles.

4. Se deberán tener en cuenta todos los posibles receptores expuestos, conforme a los usos

contemplados.

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ÍNDICE

1. OBJETO .................................................................................................................... 12

2. CALIDAD REQUERIDA A LOS TRABAJOS .................................................................... 13

3. METODOLOGÍA DEL ANÁLISIS DE RIESGOS ............................................................... 13

4. RECOPILACIÓN Y EVALUACIÓN DE DATOS ................................................................ 20

5. ANÁLISIS DE LA EXPOSICIÓN .................................................................................... 21

5.1 DESCRIPCIÓN DEL ENTORNO DE EXPOSICIÓN ......................................................................21

5.1.1 Caracterización del medio físico .............................................................................. 21

5.1.1.1 Geológicos-edafológicos .................................................................................. 22

5.1.1.1.1 Secuencia niveles litológicos ......................................................... 22

5.1.1.1.2 Textura del suelo .......................................................................... 22

5.1.1.1.3 pH del suelo ................................................................................. 24

5.1.1.1.4 Carbono orgánico del suelo .......................................................... 25

5.1.1.1.5 Porosidad y su fracción volumétrica en aire/agua......................... 25

5.1.1.1.6 Permeabilidad al vapor ................................................................. 25

5.1.1.1.7 Conductividad hidráulica vertical de la zona no saturada .............. 26

5.1.1.2 Hidrogeológicos .............................................................................................. 26

5.1.1.2.1 Profundidad del nivel freático ........................................................ 26

5.1.1.2.2 Espesor de zona saturada ............................................................. 27

5.1.1.2.3 Espesor de la franja capilar y su fracción volumétrica en aire/agua ..................................................................................... 27

5.1.1.2.4 pH de las aguas subterráneas ...................................................... 27

5.1.1.2.5 Direcciones del flujo subterráneo de interés .................................. 28

5.1.1.2.6 Gradientes hidráulicos en las direcciones de interés ..................... 28

5.1.1.2.7 Conductividad hidráulica de la zona saturada ............................... 28

5.1.1.2.8 Porosidad eficaz ........................................................................... 29

5.1.1.2.9 Dimensiones de la pluma de afección a las aguas subterráneas en la fuente ............................................................. 30

5.1.1.2.10 Caudal y calidad de aguas en cursos superficiales receptores..................................................................................... 31

5.1.1.2.11 Infiltración media .......................................................................... 32

5.1.1.3 Climatológicos ................................................................................................ 34

5.1.1.3.1 Direcciones y velocidades de los vientos ....................................... 34

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5.1.2 Caracterización de los receptores expuestos ............................................................ 35

5.1.2.1 Usos actuales y futuros del suelo .................................................................... 35

5.1.2.2 Tipo de receptores .......................................................................................... 36

5.1.2.3 Patrones de actividad de los receptores .......................................................... 36

5.1.2.4 Influencia temporal en la actividad de los receptores ...................................... 37

5.1.2.5 Ubicación de los receptores ............................................................................ 37

5.1.3 Caracterización de factores antrópicos ..................................................................... 38

5.1.3.1 Explotación de recursos naturales ................................................................... 38

5.1.3.2 Características constructivas ........................................................................... 38

5.1.3.2.1 Dimensiones interiores de los edificios .......................................... 39

5.1.3.2.2 Profundidad y espesor de los cimientos ........................................ 41

5.1.3.2.3 Fracción de grietas de los cimientos ............................................. 41

5.1.3.2.4 Fracción volumétrica en aire/agua del suelo que ocupa las fracturas de la solera. .............................................................. 42

5.1.3.2.5 Tasa de intercambio de aire del edificio ........................................ 42

5.1.3.2.6 Diferencia de presión entre interior y exterior del edificio ............... 44

5.1.3.2.7 Canalizaciones subterráneas de los edificios ................................. 46

5.2 DEFINICIÓN DE LOS ESCENARIOS DE EXPOSICIÓN ................................................................46

5.2.1 Identificación de los focos de contaminación y el medio afectado ............................. 47

5.2.1.1 Sustancias contaminantes a contemplar......................................................... 48

5.2.1.2 Zonificación del emplazamiento ...................................................................... 48

5.2.1.3 Concentraciones características ...................................................................... 49

5.2.2 Análisis de mecanismos de degradación y transporte ............................................... 52

5.2.3 Identificación de puntos y vías de exposición ........................................................... 54

5.3 CUANTIFICACIÓN DE LA EXPOSICIÓN ....................................................................................57

5.3.1 Concentración en el punto de exposición ................................................................. 58

5.3.1.1 Concentración en el PDE en agua subterránea ............................................... 61

5.3.1.1.1 Modelo ASTM de lixiviación (migración desde suelo a agua subterránea) ........................................................................ 65

5.3.1.1.2 Modelo Doménico......................................................................... 66

5.3.1.2 Concentración en el PDE en suelo .................................................................. 69

5.3.1.3 Concentración en el PDE en aire .................................................................... 70

5.3.1.3.1 Modelo de volatilización superficial ASTM ..................................... 73

5.3.1.3.2 Modelo de volatilización superficial Q/C de la EPA ....................... 74

5.3.1.3.3 Modelo de volatilización de Johnson & Ettinger ............................. 75

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5.3.1.3.4 Modelo de volatilización de flujo másico ....................................... 78

5.3.1.3.5 Factores genéricos de atenuación a la intrusión de vapores ......................................................................................... 78

5.3.1.3.6 Modelos de volatilización e intrusión en espacios cerrados con biodegradación (BIOVAPOR y PVISCREEN) ............................ 82

5.3.1.3.7 Modelo de caja ............................................................................. 86

5.3.1.3.8 Modelo de dispersión lateral gaussiano ......................................... 87

5.3.1.4 Concentración en el PDE en agua superficial .................................................. 87

5.3.1.5 Concentración en el PDE para la ingesta de alimentos ................................... 89

5.3.2 Tasa de contacto. ................................................................................................... 90

5.3.3 Frecuencia y duración de la exposición .................................................................... 98

5.3.4 Peso del cuerpo humano ...................................................................................... 102

5.3.5 Período de exposición promedio ............................................................................ 103

6. ANÁLISIS TOXICOLÓGICO ....................................................................................... 103

6.1 FUENTES DE DATOS TOXICOLÓGICOS ................................................................................. 104

6.2 PARÁMETROS TOXICOLÓGICOS ........................................................................................... 107

6.2.1 Derivados del petróleo .......................................................................................... 108

6.2.1.1 Fracción alifática ligera (C5-C8, EC5-EC8) .................................................... 113

6.2.1.2 Fracción aromática ligera (C6-C8, EC6-EC<9) .............................................. 114

6.2.1.3 Fracción alifática media (C9-C18, EC>8-EC16) ............................................. 115

6.2.1.4 Fracción aromática media (C9-C16, EC9-EC<22) ......................................... 115

6.2.1.5 Fracción alifática pesada (C19-C32, EC>16-EC35) ....................................... 116

6.2.1.6 Fracción aromática pesada (C17-C32, EC22-EC35)...................................... 117

6.2.1.7 Fracciones muy pesadas (EC>35-EC44 y EC>44) ........................................ 118

6.2.1.8 Aditivos frecuentes de los hidrocarburos del petróleo refinados ..................... 120

6.2.1.9 Fraccionamiento vs resultados globales de TPH ............................................ 120

6.2.2 Metales y metaloides ............................................................................................ 121

7. BIODISPONIBILIDAD Y ESPECIACIÓN ...................................................................... 124

7.1 BIODISPONIBILIDAD ............................................................................................................ 125

7.1.1 Biodisponibilidad oral ........................................................................................... 126

7.1.1.1 Método IVBA EPA ......................................................................................... 129

7.1.1.2 Método UBM-BARGE .................................................................................... 131

7.1.1.3 Propuesta metodológica para evaluar la biodisponibilidad oral ...................... 134

7.2 ESPECIACIÓN ...................................................................................................................... 135

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8. CARACTERIZACIÓN DEL RIESGO ............................................................................. 138

8.1 CÁLCULO DEL RIESGO POR EXPOSICIÓN A COMPUESTOS INDIVIDUALES ............................ 139

8.1.1 Riesgo individual para compuestos cancerígenos ................................................... 139

8.1.2 Riesgo individual para compuestos no cancerígenos ............................................... 140

8.2 CÁLCULO DEL RIESGO POR EXPOSICIÓN A MÚLTIPLES COMPUESTOS ................................ 142

8.2.1 Riesgo acumulado para compuestos cancerígenos ................................................. 142

8.2.2 Riesgo acumulado para compuestos no cancerígenos ............................................ 143

8.3 CÁLCULO DEL RIESGO COMBINADO A TRAVÉS DE MÚLTIPLES VÍAS DE EXPOSICIÓN ........... 146

8.3.1 Riesgo acumulado por múltiples vías para compuestos cancerígenos ...................... 147

8.3.2 Riesgo acumulado por múltiples vías para compuestos no cancerígenos ................. 147

9. ANÁLISIS DE INCERTIDUMBRES ............................................................................. 148

10. CÁLCULO DE VALORES OBJETIVO ........................................................................... 150

11. COMPARACIÓN CON VALORES NORMATIVOS .......................................................... 153

12. REFERENCIAS ........................................................................................................ 154

ANEXO: ALGORITMOS PARA EL CÁLCULO DE LA DOSIS DE EXPOSICIÓN PARA LAS

DIFERENTES VÍAS ................................................................................................... 161

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ÍNDICE DE FIGURAS

Figura 1: Elementos de la cadena de riesgo ............................................................................................... 12

Figura 2: Flujograma de la metodología RBCA por etapas ........................................................................ 15

Figura 3: Fases de la evaluación de riesgos ............................................................................................... 18

Figura 4: Etapas del análisis de la exposición ............................................................................................ 21

Figura 5: Equivalencia clases texturales RBCA Tool Kit respecto diagrama triangular USDA .................. 24

Figura 6: Diagrama triangular de Johnson para la estimación de la porosidad eficaz ............................... 30

Figura 7: Características constructivas requeridas por el modelo de Johnson & Ettinger ......................... 39

Figura 8: Biodegradación de hidrocarburos del petróleo en zona aerobia ................................................. 83

Figura 9: Representación función de bioaccesibilidad/biodisponibilidad gástrica para Pb método

EPA ......................................................................................................................................... 130

Figura 10: Representación función de bioaccesibilidad/disponibilidad gástrica para Pb método

UBM-BARGE ........................................................................................................................... 132

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ÍNDICE DE TABLAS

Tabla 1: Equivalencia entre clasificaciones granulométricas ...................................................................... 23

Tabla 2: Valores bibliográficos tabulados para porosidad eficaz ................................................................ 30

Tabla 3: Algoritmo sencillo para la estimación de la infiltración neta.......................................................... 32

Tabla 4: Capacidad de campo y punto de marchitez en función de la litología .......................................... 33

Tabla 5: Profundidades máximas de enraizamiento ................................................................................... 34

Tabla 6: Valores por defecto para características constructivas de edificios ............................................. 40

Tabla 7: Valores por defecto para fracción de grietas en cimentación ....................................................... 42

Tabla 8: Caudales de ventilación mínimos en viviendas y garajes (l/s) Código Técnico

Edificación ................................................................................................................................. 43

Tabla 9: Caudales de aire exterior en otros edificios con ventilación mecánica sujeta al RITE ................. 44

Tabla 10: Valores por defecto para diferencias de presión interior/exterior de edificios ............................ 46

Tabla 11: Parámetros físico-químicos relevantes en la degradación y transporte en el medio

ambiente .................................................................................................................................... 53

Tabla 12: Vías de exposición genéricas ..................................................................................................... 55

Tabla 13: Algoritmo general para el cálculo de la dosis de exposición ...................................................... 57

Tabla 14: Principales variables empleadas en los modelos de transporte de contaminantes en

aguas subterráneas ................................................................................................................... 63

Tabla 15: Modelos de transporte de contaminantes en aguas subterráneas principalmente

empleados ................................................................................................................................. 64

Tabla 16: Variables principales empleadas por los modelos de transporte de contaminantes en

fase gaseosoa ........................................................................................................................... 72

Tabla 17: Valores por defecto del factor de emisión de partículas (PEF)................................................... 75

Tabla 18: Factores genéricos de atenuación de vapores hacia el interior de edificios .............................. 80

Tabla 19: Tasas de contacto a contemplar por vía de exposición .............................................................. 91

Tabla 20: Valores por defecto para los parámetros de exposición ............................................................. 93

Tabla 21: Tasas de inhalación agudas y crónicas ...................................................................................... 97

Tabla 22: Fuentes de valores para las constantes toxicológicas .............................................................. 104

Tabla 23: Constantes toxicológicas a emplear ......................................................................................... 107

Tabla 24: Constantes toxicológicas disponibles según diversas fuentes para TPHs ............................... 111

Tabla 25: Equivalencia fracciones analíticas y toxicológicas de EPA PPRTV para TPHs ...................... 113

Tabla 26: Constantes toxicológicas a emplear para BTEX (TPH Aromáticos EC6-EC<9) ...................... 114

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Tabla 27: Constantes toxicológicas no cancerígenas críticas para TPHs Aromáticos EC9-

EC<22...................................................................................................................................... 115

Tabla 28: Constantes toxicológicas cancerígenas para Naftaleno ........................................................... 116

Tabla 29: Constantes toxicológicas cancerígenas para cPAHs (EC22-EC35) ......................................... 117

Tabla 30: Constantes toxicológicas no cancerígenas provisionales para benzo(a)pireno ...................... 118

Tabla 31: Constantes toxicológicas para fracciones de TPHs muy pesadas (EC35-EC>44) .................. 119

Tabla 32: Constantes toxicológicas a emplear para MTBE y ETBE ......................................................... 120

Tabla 33: Constantes toxicológicas a emplear para metales y elementos traza inorgánicos .................. 123

Tabla 34: Recomendaciones para la evaluación de la disponibilidad/biodisponibilidad........................... 125

Tabla 35: Principales métodos validados para la evaluación de la biodisponibilidad oral........................ 129

Tabla 36: Función de bioaccesibilidad/biodisponibilidad gástrica para Pb método EPA.......................... 129

Tabla 37: Funciones de bioaccesibilidad/biodisponibilidad método UBM-BARGE .................................. 131

Tabla 38: Bioaccesibilidades absolutas de las formas de referencia (UBM-BARGE) .............................. 133

Tabla 39: Incertidumbres en la determinación de la bioaccesibilidad (UBM-BARGE) ............................. 133

Tabla 40: Ecuaciones para el cálculo de la dosis de exposición para las diferentes vías ....................... 162

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1. OBJETO

La guía que se presenta a continuación pretende seguir el desarrollo de un análisis de riesgos para salud

humana, de acuerdo al anexo VIII del Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, su Guía Técnica de

Aplicación, y el Decreto 18/2015, de 27 de enero, y se realiza con el objetivo fundamental de poner a

disposición de los titulares de actividades potencialmente contaminantes del suelo, así como de las

entidades que necesiten realizar análisis de riesgos dentro de los estudios de calidad del suelo referidos

en el art. 8.1.c. del Decreto 18/2015, criterios que faciliten y homogenicen la ejecución de estas tareas.

De acuerdo con la legislación vigente, para que un suelo alterado en su calidad química se declare

contaminado, debe suponer un riesgo inadmisible para la salud humana o los ecosistemas. El riesgo se

define como la probabilidad de que un contaminante presente en el suelo entre en contacto con algún

receptor con consecuencias adversas para su salud, necesitando pues para que se produzca, un foco

contaminante, una vía de exposición (contacto, inhalación, etc.), y un receptor expuesto que pueda

experimentar un empeoramiento de su salud a causa de la toxicología del contaminante.

FFiigguurraa 11:: EElleemmeennttooss ddee llaa ccaaddeennaa ddee rriieessggoo

La evaluación de estos posibles riesgos se lleva a cabo mediante un análisis secuencial, partiendo de una

primera fase basada en suposiciones conservadoras y generalistas, hasta llegar a fases donde se plantean

escenarios cada vez más ajustados al emplazamiento bajo estudio.

La crucial relevancia de este proceso, junto con la complejidad conceptual que requieren los modelos de

evaluación hace que el proceso deba seguir unos criterios uniformes, para ser trazable y contrastable en

todo momento. No obstante, la variabilidad de casos posibles que requieren este tipo de evaluación hace

inviable una estandarización a un modelo único, por lo que debe dejar muchas decisiones al criterio

experto de los analistas especializados.

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Esta guía recoge los conceptos básicos y las directrices más habituales para llevar a cabo un análisis de

riesgos, desde el planteamiento inicial, pasando por las fórmulas de cálculo, la interpretación de

resultados o el análisis de incertidumbres final.

2. CALIDAD REQUERIDA A LOS TRABAJOS

La actividad de análisis de riesgos requiere un alto nivel de conocimiento de la metodología técnica

existente, así como de la que en el futuro se vaya actualizando, y requiere la adopción de determinadas

decisiones para las cuales se necesita asimismo conocimientos con un alto nivel de detalle del propio

emplazamiento, la investigación previa de campo llevada a campo, su metodología y sus resultados,

tratamiento estadístico de los datos, revisión y comprensión de la información toxicológica necesaria, etc.

Por otro lado, la evaluación se ha de apoyar en ocasiones en los resultados de pruebas experimentales

llevadas a cabo en el emplazamiento, tanto en la investigación inicial del subsuelo, como en otras

investigaciones complementarias o de detalle que se realicen sobre el subsuelo o sobre otros

compartimentos ambientales (aguas superficiales, aguas subterráneas, aire ambiente, etc.), cuya

influencia en el resultado final de valoración del riesgo puede ser determinante.

Se considera por ello recomendable garantizar que la actividad de evaluación de riesgos sea realizada en

base a la norma UNE-EN ISO 17020 con acreditación de la Entidad Nacional de Acreditación (ENAC) u

otro organismo nacional que haya firmado acuerdo de reconocimiento mutuo con ésta, al objeto de que la

misma se desarrolle con los mejores criterios de competencia técnica posibles.

3. METODOLOGÍA DEL ANÁLISIS DE RIESGOS

La metodología de análisis de riesgos aquí descrita es conocida con las siglas en inglés RBCA (Risk-Based

Corrective Action) desarrollada por la ASTM (American Society for Testing and Materials) para la

evaluación de riesgos en emplazamientos contaminados por vertidos de sustancias químicas, y es acorde

con la recogida en el Anexo VIII del Real Decreto 9/2005 para la evaluación de riesgos en suelos con

concentraciones de contaminantes superiores a los Niveles Genéricos de Referencia (NGRs).

Esta metodología se implanta de manera gradual en varias fases o niveles, obteniéndose en cada una de

las fases un nivel de información más detallado que en el anterior, de forma que las acciones correctoras

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puedan ajustarse cada vez más según las condiciones específicas del emplazamiento y sus riesgos. Las

hipótesis y suposiciones de los primeros niveles del proceso se ven reemplazadas en etapas posteriores

por datos e información específica del emplazamiento objeto de análisis.

El proceso RBCA está divido en tres niveles de investigación: Nivel 1, Nivel 2 y Nivel 3 (Tier I, Tier II y Tier

III en inglés).

El primer nivel del estudio (Nivel 1 ó Tier I) consiste en la comparación directa de las concentraciones de

contaminantes detectadas en el emplazamiento con unos Niveles Genéricos de Referencia o NGRs (en

inglés Risk-Based Screening Levels ó RBSLs), válidos para todo tipo de emplazamientos, desarrollados a

partir de parámetros físicos, toxicológicos y de exposición estándar, bajo hipótesis altamente

conservadoras (p.ej. exposiciones junto a la fuente).

de 164


FFiigguurraa 22:: FFlluujjooggrraammaa ddee llaa mmeettooddoollooggííaa RRBBCCAA ppoorr eettaappaass

¿Fase libre en aguas de

sustancias Lista I Anexo III

RDPH? subterráneas?

NIVEL 1

NIVEL 2

NIVEL 3

Análisis cuantitativo de riesgos exploratorio

Caracterización exploratoria

¿Riesgo inadmisible?

¿Se superan NGRs?

Análisis cuantitativo de riesgos detallado

Caracterización detallada

¿Riesgo inadmisible?

NO

NO

NO

SI

SI

SI

Descontaminación

NO

SI

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La normativa española, a diferencia de la normativa EPA y ASTM de aplicación, no define NGRs o niveles

equivalentes basados en niveles de riesgo para las aguas subterráneas, sin embargo, el estudio de la

calidad del suelo no debe abordarse sin acometer el de sus aguas subterráneas asociadas por las

interrelaciones existentes entre ambos medios, y así queda de manifiesto en el art.5 del Real Decreto

9/2005. En ausencia de estos NGRs se emplean los niveles de referencia o corte adoptados en el

documento reconocido “Guía para la investigación de suelos potencialmente contaminados”.

En caso de superarse los NGRs para suelos o los niveles de referencia mencionados para aguas

subterráneas, es preciso avanzar al Nivel 2, llevándose a cabo entonces un análisis cuantitativo de riesgos

(en adelante ACR).

En caso de encontrarse fase libre de sustancias más o menos densas que el agua subterránea, de las

recogidas en la lista I del Anexo III del Reglamento del Dominio Público Hidráulico (Real Decreto

849/1986 y modificación por Real Decreto 606/2003), debe no obstante procederse a la retirada de la

misma antes de continuar con el proceso de valoración RBCA, por constituir un foco primario de

introducción en las aguas subterráneas de los contaminantes recogidos en dicha lista, introducción que

debe impedirse en virtud del artículo 257.1 del mencionado Reglamento. Una vez retirada la fase libre se

caracterizarán las concentraciones remanentes en el subsuelo y se evaluará la necesidad o no de llevar a

cabo un análisis de riesgos.

En la evaluación de riesgos de Nivel 2 (Tier II), se parte de similares algoritmos matemáticos con los que

se calculan los NGRS, pero cuantificando los niveles de riesgo con los datos específicos del

emplazamiento en estudio (condiciones climáticas y características hidrogeológicas del emplazamiento,

características de los edificios e infraestructuras presentes, parámetros de comportamiento específicos de

los receptores existentes en el emplazamiento, etc.), la toxicidad de las diferentes sustancias presentes, la

modelización del transporte de los contaminantes hasta los puntos de exposición, y las dosis ajustadas de

exposición de los diferentes receptores considerados.

Como resultado de este proceso se obtienen los valores concretos de riesgo a los que están expuestos los

diferentes receptores posibles.

Si la conclusión del estudio, teniendo en cuenta la valoración de su incertidumbre, es que los niveles de

riesgo son aceptables, se puede dar por concluido el análisis y no es necesario realizar actuaciones

adicionales, salvo que las incertidumbres del análisis sean muy elevadas y el nivel de riesgo se encuentre

muy próximo a los valores límite, en cuyo caso puede ser conveniente establecer un programa de

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seguimiento para verificar que las concentraciones no se incrementan y que el riesgo sigue siendo

aceptable con el tiempo.

Si por el contrario, una vez evaluada la incertidumbre, se determina que el nivel de riesgo es inaceptable,

deberá gestionarse el mismo para eliminarlo mediante descontaminación preferiblemente, o en su defecto

reducirlo mediante reducción/eliminación de las vías de exposición hasta niveles aceptables, o bien, si los

riesgos determinados son susceptibles técnicamente de un mayor ajuste, y dicho ajuste es previsible que

modifique significativamente el alcance de las decisiones correctoras a adoptar, proceder a una siguiente

fase de la evaluación de riesgos o Nivel 3 (Tier III).

En caso de que se opte por la descontaminación de los medios afectados, el ACR debe establecer los

niveles objetivo de concentración (en inglés Site Specific Target Levels o SSTLs) en dichos medios, por

debajo de los cuales se puede afirmar que no existe riesgo para la salud humana.

También puede optarse por realizar una evaluación de riesgos de Nivel 3 (Tier III), conceptualmente

similar a la anterior, pero utilizando datos todavía más específicos del emplazamiento. Normalmente

implica un incremento de esfuerzo y costes para su ejecución, ya que requiere la realización de una

investigación de campo adicional, que proporcione información más detallada sobre los contaminantes

involucrados, las zonas afectadas, el medio físico, el empleo de modelos de transporte de contaminantes

más sofisticados o la medida de la concentración en el punto de exposición, biodisponibilidad, etc., que

por lo general van a requerir un mayor número de datos de partida, personal con conocimiento y

formación en estos modelos, etc..

De emplearse medidas de las concentraciones de contaminantes en los puntos de exposición, éstas

deberán ser suficientemente representativas desde el punto de vista espacial y temporal, de acuerdo a las

indicaciones realizadas en el documento “Guía para la investigación de suelos potencialmente

contaminados”, de forma que las conclusiones obtenidas sean consistentes.

En lo que respecta al proceso de evaluación o análisis cuantitativo de los riesgos (ACR) en sí, ya sea en

Nivel 2 (exploratorio) o en Nivel 3 (detallado), podría esquematizarse en cuatro etapas: recopilación y

evaluación de datos, evaluación toxicológica, evaluación de la exposición y caracterización del riesgo. En

caso de obtenerse un nivel de riesgo inadmisible durante el proceso anterior, se evaluarán las posibles

alternativas de actuación.

de 164


FFiigguurraa 33:: FFaasseess ddee llaa eevvaalluuaacciióónn ddee rriieessggooss

Recopilación y Evaluación de Datos

Esta etapa consiste en la toma de los datos necesarios para la evaluación del peligro en un

emplazamiento contaminado. Consiste en identificar los focos de contaminación, determinando las

sustancias que potencialmente podrían generar una situación de riesgo, y conocer las propiedades del

suelo donde se han detectado.

Análisis de la Exposición

Esta etapa consiste en la estimación de la magnitud de la exposición humana (actual o futura), la

frecuencia y duración de la misma y las vías potenciales de exposición.

Durante esta fase se establecen los niveles de exposición máximos y razonables tanto para los usos del

emplazamiento actuales como futuros. El análisis de la exposición implica:

de 164


Comprender los patrones de migración de la contaminación.

Identificar los receptores expuestos o que podrían llegar a estarlo.

Identificar todas las posibles vías de exposición.

Estimar la concentración de exposición para cada vía (tanto por medición directa como mediante el

cálculo con modelos de dispersión y transporte).

Estimar las dosis de contaminante recibida por cada receptor para cada vía de exposición.

Análisis Toxicológico

Para cada contaminante objeto de estudio, el análisis toxicológico debe proporcionar la siguiente

información relevante:

El tipo de efecto adverso generado por el contaminante en la salud humana.

La relación entre la magnitud de la exposición y los efectos adversos.

Las incertidumbres asociadas a los datos toxicológicos disponibles (ej. evidencia para compuestos

cancerígenos, etc.).

Este análisis se realiza consultando bases de datos toxicológicas de reconocido prestigio internacional.

Cuantificación del Riesgo

Esta etapa combina y resume los resultados del análisis de la exposición y toxicológico, estableciendo a

través de algoritmos simples un determinado nivel cuantitativo de riesgo. En este proceso se compara la

información toxicológica específica con las concentraciones de contaminantes presentes, para establecer

si existe o potencialmente podría existir una situación de riesgo.

Esta caracterización se completa con un análisis de incertidumbres que identifica los parámetros que

generan mayor grado de error en la evaluación y su repercusión en la validez de los resultados finales.

A continuación se irán explorando con mayor detalle cada una de las fases de la evaluación de riesgos.

de 164


4. RECOPILACIÓN Y EVALUACIÓN DE DATOS

Para llevar a cabo un análisis de riesgos es preciso haber investigado con suficiente rigor el

emplazamiento a evaluar, y haber identificado un potencial peligro para la salud pública.

Se trata de la fase más importante de un análisis de riesgos, ya que en este paso es donde se

caracterizan los elementos de la cadena de riesgo: foco-vía-receptor, y se analiza la posible conexión entre

ellos. La información debe proceder preferentemente de datos experimentales (laboratorio, ensayos de

campo, etc.) o en su defecto documentales (mapas, publicaciones, registros, etc.).

Gran parte de esta información se habrá conseguido mediante la investigación de la calidad del suelo y

las aguas subterráneas desarrollada con carácter previo al análisis de riesgos en sí.

Dentro de las etapas de preparación de dicha investigación, se realiza una investigación preliminar

histórica de la actividad contaminante y del medio físico circundante, y se lleva a cabo una visita al

emplazamiento para comprobar los extremos de este estudio previo y obtener una primera valoración del

estado del emplazamiento, en base a los cuales se establece un primer modelo conceptual de riesgos del

emplazamiento. A partir de esta investigación preliminar se debe valorar la probabilidad de tener que

llevar a cabo posteriormente un análisis de riesgos en base a los criterios de la normativa vigente, y si

dicha probabilidad es elevada, identificar los parámetros cuya cuantificación resulta necesario incorporar

a los trabajos de campo.

En caso de que dicha cuantificación no se haya llevado a cabo inicialmente y posteriormente se

descubriera su necesidad, deberá ampliarse la investigación inicial en los aspectos necesarios.

En cualquier caso, se deberán tener en cuenta las recomendaciones establecidas en esta guía, con objeto

de que las medidas a llevar a cabo satisfagan los requisitos técnicos y de calidad necesarios para realizar

el análisis de riesgos posterior.

Si es preciso afinar el análisis de riesgos en un nivel III, se requerirán nuevos datos de partida que se

tomarán tras la investigación de detalle del emplazamiento o de determinadas zonas del emplazamiento.

Otras variables del análisis no resulta factible medirlas experimentalmente, o su cuantificación es difícil en

términos económicos o de tiempo razonables en razón a los beneficios conseguidos en la incertidumbre

de la evaluación de riesgos, y por consiguiente es preciso adoptar otros valores (mediciones en otras

de 164


zonas cercanas, valores bibliográficos, etc.). Se procurará no obstante en estos casos la búsqueda y

elección de aquellos valores entre los disponibles con mayor representatividad del emplazamiento bajo

estudio.

En el siguiente apartado de análisis de la exposición se ahonda en la tipología de datos a recabar.

5. ANÁLISIS DE LA EXPOSICIÓN

El análisis de la exposición tiene por objeto identificar el tipo y la concentración de sustancias tóxicas que

puede llegar a recibir un determinado receptor, tanto en la situación actual como en posibles futuros

escenarios, empleando mediciones directas o modelos matemáticos que permitan estimar las

concentraciones de exposición.

El análisis de la exposición se desarrolla en 3 etapas:

FFiigguurraa 44:: EEttaappaass ddeell aannáálliissiiss ddee llaa eexxppoossiicciióónn

5.1 DESCRIPCIÓN DEL ENTORNO DE EXPOSICIÓN

En esta etapa, se deberá realizar una descripción del entorno, identificando y definiendo las

características físicas del emplazamiento y de las poblaciones cercanas presentes o futuras. Durante esta

etapa se deberá recopilar la información que se detalla a continuación.

5.1.1 Caracterización del medio físico

El medio físico determina en el análisis de riesgos la mayor o menor facilidad para la migración de los

contaminantes, y por tanto el grado de exposición al que estarán sujetos los receptores.

de 164


Los parámetros y variables del medio físico que es preciso caracterizar en el emplazamiento, o en cada

sector del mismo considerado en el ACR, son al menos las siguientes:

5.1.1.1 Geológicos-edafológicos

5.1.1.1.1 Secuencia niveles litológicos

Se precisa establecer la secuencia vertical de niveles litológicos representativa y sus correspondientes

espesores.

En función de la heterogeneidad del terreno, algunos de los parámetros que se comentan a continuación

pueden variar sustancialmente de unos niveles a otros dentro del perfil, por lo que será necesario

caracterizarlos en cada uno de los niveles que se diferencien claramente en la columna. En la evaluación

de riesgos se contemplarán aquellos niveles que estén más estrechamente ligados a los riesgos a evaluar.

Si los riesgos obtenidos dependen de las características de la columna completa de suelo (p.ej. por la

infiltración del agua de lluvia desde horizontes superficiales afectados hacia las aguas subterráneas), se

emplearán datos medios o representativos de toda la columna (p. ej. media aritmética ponderada en

función del espesor de cada horizonte).

Si por el contrario determinados riesgos están ligados en su mayor parte a un horizonte o un intervalo del

perfil concreto (p.ej. contacto directo con horizonte más superficial, inhalación de vapores o lixiviación

hacia las aguas subterráneas a partir de determinada profundidad intermedia del perfil,…), se adoptarán

los valores obtenidos exclusivamente en ese horizonte o el valor medio representativo del conjunto de

horizontes a considerar.

La aplicación informática a emplear en la automatización del cálculo de los riesgos, puede ser que no

contemple la estratificación del terreno en varios niveles, lo que dificulta el cálculo de los valores

representativos de la columna considerada. No obstante es posible realizar de forma externa a la

aplicación el cálculo de estos valores representativos, e introducirlos manualmente en el software.

5.1.1.1.2 Textura del suelo

A partir de los ensayos granulométricos realizados, se llevará a cabo la clasificación textural del mismo.

Muchos de los modelos de transporte de contaminantes emplean factores (porosidad, densidad,

humedad, permeabilidad al agua y al vapor,…) que dependen en gran medida de las características

texturales del suelo.

de 164


Algunos de esos factores son factibles de medir en campo y otros en menor medida, por lo que siempre

puede ser necesario emplear datos bibliográficos dependientes de la textura del suelo.

Para ello se llevan a cabo ensayos granulométricos en la investigación previa, a partir de los cuales se

llevará a cabo la clasificación textural del suelo, procurando emplearse el mismo método de clasificación

que el utilizado en las citadas fuentes de factores bibliográficos, o en su defecto razonando la

equiparación necesaria.

En el caso concreto de la herramienta RBCA Tool Kit for Chemical Releases se emplean factores

bibliográficos que proceden de suelos clasificados frente al sistema unificado (SUCS), en el que se usan

criterios granulométricos y también de plasticidad para la subdivisión de los finos (limos y arcillas), así

como factores bibliográficos precedentes de suelos caracterizados texturalmente en base a la clasificación

granulométrica del Dpto. de Agricultura de Estados Unidos (USDA).

Desde el punto de vista de la modelización del transporte de contaminantes y la evaluación de riesgos, la

clasificación estrictamente granulométrica en base a la proporción de arcillas, limos y arenas es la más

apropiada, porque atiende estrictamente a criterios de tamaño de grano y no de comportamiento

geomecánico, por lo que se empleará ésta, siendo la clasificación USDA una de las más empleadas,

aunque no la única, existiendo ligeras diferencias en el tamaño de grano empleado por las mismas para

la división de los materiales en las tres categorías.

TTaabbllaa 11:: EEqquuiivvaalleenncciiaa eennttrree ccllaassiiffiiccaacciioonneess ggrraannuulloommééttrriiccaass

Clasificación Arcillas Ø (mm)

Limos Ø (mm)

Arenas Ø (mm)

Gravas Ø (mm)

Bolos, Guijarros Ø (mm)

SUCS < 0,075 0,075 - 4,75 4,75 – 76,2 >76,2 USDA <0,002 0,002 – 0,05 0,05 - 2 >2 -

UNE-EN ISO 14688-1 ≤ 0,002 >0,002 – 0,063 >0,063 - 2 >2 – 63 > 63

A partir del ensayo granulométrico efectuado (USDA, UNE-EN ISO 14688-1, etc), los resultados de las tres

fracciones de interés se representarán en un diagrama triangular tipo USDA para su clasificación textural,

traduciendo ésta a las categorías SUCS establecidas en la aplicación RBCA Tool Kit conforme a la

siguiente figura tomada de las referencias de dicha aplicación.

de 164


Para la representación gráfica del resultado la USDA dispone en su web de una aplicación basada en hoja

de cálculo (Soil Texture Calculator) que simplifica el proceso.

FFiigguurraa 55:: EEqquuiivvaalleenncciiaa ccllaasseess tteexxttuurraalleess RRBBCCAA TTooooll KKiitt rreessppeeccttoo ddiiaaggrraammaa ttrriiaanngguullaarr UUSSDDAA

Fuente: “Soil Attenuation Model for derivation of risk-based soil remediation standards”. J.A. Connor et al (1997).

5.1.1.1.3 pH del suelo

de 164


Este parámetro influye en gran medida en la fijación de los metales al suelo o su liberación a la fase

acuosa, e indirectamente a la gaseosa para los compuestos volátiles (mercurio), por lo que su

determinación es clave para evaluar los riesgos existentes por cada vía de exposición.

Se adoptarán valores medios entre los obtenidos en el emplazamiento si éstos fueran relativamente

semejantes, o en caso contrario se realizarán escenarios diferenciados si las discrepancias entre datos

tienen un origen espacial.

5.1.1.1.4 Carbono orgánico del suelo

Este parámetro, de igual forma que el anterior pero en este caso para los compuestos orgánicos, regula la

sorción del contaminante en el terreno, o su liberación a la fase acuosa e indirectamente a la gaseosa

para aquellos compuestos volátiles, por lo que su análisis es muy importante para evaluar el transporte de

los contaminantes, tanto en zona no saturada como en zona saturada, debiéndose cuantificar de forma

segregada.

Preferentemente se llevará a cabo la medida directa del carbono orgánico, aunque si se dispone del

contenido en materia orgánica, puede calcularse indirectamente mediante la siguiente expresión:

Interesa la fracción de carbono orgánico del nivel del suelo más en contacto directo con los

contaminantes. Se emplearán valores medios si los resultados de partida fueran semejantes, o bien se

considerarán escenarios diferentes si las discrepancias entre datos obedecen a un criterio espacial.

5.1.1.1.5 Porosidad y su fracción volumétrica en aire/agua

Para estos últimos parámetros pueden emplearse, valores bibliográficos dependientes de la clasificación

textural

Dada su influencia en los riesgos esperables por vía inhalatoria, puede ser de utilidad su determinación

experimental en fase de investigación detallada. Puede medirse bien mediante muestreo discreto

(muestras inalteradas) y ensayo en laboratorio, bien mediante ensayos in situ en el perfil del suelo con

sondas de neutrones, TDR, etc

5.1.1.1.6 Permeabilidad al vapor

de 164


De igual forma, lo normal es emplear en etapa exploratoria valores bibliográficos en función de la textura

del suelo. También es posible su medición, por ejemplo en fase detallada, tanto en laboratorio como en

campo. El apéndice J del documento “Final guidance for the evaluation and mitigation of subsurface

vapor intrusion to indoor air” de la EPA de California, muestra un método a seguir para su estimación

mediante inyección/bombeo aprovechando la existencia de pozos para el muestreo del gas del suelo.

5.1.1.1.7 Conductividad hidráulica vertical de la zona no saturada

Igualmente es posible emplear valores bibliográficos en función de la textura del suelo, o bien afinar el

análisis y obtener valores específicos mediante medida en laboratorio o in situ. Si se determina in situ, no

deberá interferir en la representatividad del muestreo de suelos ni de las aguas subterráneas.

5.1.1.2 Hidrogeológicos

5.1.1.2.1 Profundidad del nivel freático

Se adoptará una profundidad media o representativa de la profundidad del nivel freático si éstas son más

o menos constantes espacial y temporalmente en el emplazamiento.

En caso de existir diferencias espaciales significativas, se realizarán preferentemente escenarios separados

para cada zona o en su defecto se adoptará la profundidad más conservadora desde el punto de vista de

los riesgos a obtener, diferenciando cuando se analizan los generados a partir de las aguas subterráneas

o de la zona no saturada.

En ocasiones, la contaminación de un suelo se registra en la franja de oscilación del nivel freático y su

franja capilar, que dependiendo del momento en que se realice la investigación de campo puede alojarse

parcialmente en zona no saturada o zona saturada. En parecidos términos, la afección de un depósito

subterráneo sumergido total o parcialmente por el freático puede afectar al suelo en niveles inicialmente

de zona saturada que podrían quedar expuestos en zona no saturada bajo determinados supuestos (p.ej.

estiaje, sequías, bombeos, etc…). En el extremo opuesto, una subida del nivel freático respecto a la que

pueda determinarse en un momento dado durante la investigación de campo, puede provocar que la

contaminación de las aguas subterráneas, por ejemplo por hidrocarburos inmiscibles, se sitúe a menor

distancia que la prevista de los receptores potenciales.

de 164


A falta de una monitorización de niveles piezométricos en el tiempo suficientemente representativa de las

diferentes estaciones anuales y situaciones pluviométricas, que permita establecer valores medios de

confianza, se evaluarán los riesgos teniendo en cuenta de manera conservadora las posibles oscilaciones

del nivel freático, por ejemplo a través del análisis de incertidumbres, especialmente por la vía de

inhalación de vapores. Para la inhalación de vapores desde la zona no saturada, se contemplará la

posibilidad de que el nivel freático descienda periódicamente su nivel, y puedan quedar expuestos en zona

no saturada el total de suelos afectados determinados en su conjunto (zona no saturada y posiblemente

primeros metros de zona saturada) en la investigación exploratoria o detallada. Para la inhalación de

vapores desde la superficie del agua subterránea, se tendrá en cuenta la posibilidad de ascenso del nivel

piezométrico.

5.1.1.2.2 Espesor de zona saturada

Para la adopción del espesor de zona saturada se tendrá en cuenta la profundidad representativa del nivel

piezométrico antes establecida y la profundidad media del cualquier nivel limitante al flujo subterráneo

que se haya identificado en la testificación de los sondeos realizados.

En su defecto se adoptará algún valor bibliográfico existente en la información geológica disponible (p.ej.

estudios geotécnicos de la parcela, memoria mapa geológico, etc.), y en último caso la profundidad

máxima alcanzada por los sondeos realizados.

5.1.1.2.3 Espesor de la franja capilar y su fracción volumétrica en aire/agua

Para estos parámetros se adoptarán normalmente valores tabulados en función de la textura del suelo.

No obstante si durante la investigación de campo se observa claramente en las perforaciones la primera

aparición de humedad y el nivel freático determinado posteriormente con exactitud es inferior a la misma,

puede deducirse de manera más representativa el espesor de la franja capilar. La fracción volumétrica en

aire/agua también puede deducirse a partir de la toma de muestras inalteradas y ensayo de humedad en

laboratorio, aunque este nivel de profundidad es normalmente de mayor interés para el muestreo de

contaminantes, por lo que no será factible en la mayoría de los casos este tipo de muestreo inalterado en

ese nivel.

5.1.1.2.4 pH de las aguas subterráneas

Se adoptará para este parámetro el valor medio de los registrados durante el muestreo de los

pozos/piezómetros en la investigación previa, siempre y cuando no exista una gran disparidad en los

de 164


resultados, en cuyo caso se llevarían a cabo escenarios diferentes en el análisis de riesgos para cada zona

a considerar.

5.1.1.2.5 Direcciones del flujo subterráneo de interés

En base al mapa de isopiezas determinado en la investigación de campo, se identificarán aquellas

direcciones del flujo orientadas a posibles receptores (bajos de edificios, pozos de captación, cursos

superficiales de agua, etc.)

En emplazamientos que puedan estar sometidos a variaciones de nivel más o menos significativos, se

dispondrá en la investigación de campo de mapas de isopiezas diferenciados para esas situaciones,

pudiendo en ocasiones considerarse direcciones de flujo diferentes para determinados periodos o

frecuencias de exposición (p.ej. flujo en sentido teórico “aguas arriba” hacia determinados receptores en

situaciones de pleamar o de bombeos próximos).

5.1.1.2.6 Gradientes hidráulicos en las direcciones de interés

En base igualmente al mapa de isopiezas, se estimará el gradiente hidráulico existente en cada una de

esas direcciones de interés, considerando para su cálculo la mayor distancia posible (y por tanto más

representativas) entre el foco y el receptor.

5.1.1.2.7 Conductividad hidráulica de la zona saturada

La conductividad hidráulica horizontal de la zona saturada se determinará experimentalmente mediante

ensayos in situ realizados en el emplazamiento durante la investigación exploratoria y en su caso

detallada: ensayos de bombeo y/o recuperación preferentemente, y en su defecto slug tests.

La realización de estos ensayos no debe interferir la representatividad de la toma de muestra de suelos y

de aguas subterráneas, para lo cual se evitará en la medida de lo posible la inyección de agua o aire, o de

hacerse, se llevará a cabo preferentemente en ubicaciones del emplazamiento “aguas abajo” cuando el

muestreo de aguas subterráneas haya concluido.

Asimismo el bombeo o la inyección de agua no interferirán las medidas piezométricas simultáneas a

realizar par la caracterización de los flujos subterráneos, las cuales se llevarán a cabo previamente a la

realización de los ensayos de permeabilidad o bien tras el tiempo de recuperación necesario.

de 164


Siempre que exista homogeneidad en la zona saturada en el conjunto del emplazamiento, los ensayos de

permeabilidad con bombeo se llevarán a cabo en ubicaciones donde se minimice la movilización y

expansión de la pluma contaminante, preferentemente en ubicaciones aguas arriba suficientemente

alejadas. Si ello no fuera posible se valorará el empleo de slug tests en lugar de los ensayos de bombeo.

Se controlarán las limitaciones de los diferentes métodos a emplear, y la duración de los ensayos deberá

ser suficientemente representativa. Para estos aspectos puede consultarse algunas de las referencias

bibliográficas aportadas en el presente documento (EPA, USGS, etc.).

Para la interpretación de los resultados de estos ensayos existen aplicaciones informáticas específicas que

pueden facilitar esta tarea. El Instituto Geominero de España (IGME) dispone en su web una aplicación

(SlugIn) de acceso libre para la interpretación de ensayos “slug”. Asimismo, el Servicio Geológico de

Estados Unidos (USGS) dispone en su página web de hojas de cálculo de acceso libre para la

interpretación de los principales tipos de ensayos de bombeo/recuperación.

Se adoptarán valores medios representativos del conjunto de datos disponibles, siempre que los mismos

sean técnicamente válidos y relativamente semejantes. Si existieran diferencias importantes de

conductividad achacables a diferencias litológicas dentro del emplazamiento, se plantearán diferentes

escenarios en el análisis de riesgos para cada zona.

5.1.1.2.8 Porosidad eficaz

Algunos ensayos de bombeo permiten la estimación de la porosidad efectiva, en cuyo caso se empleará

este valor como más representativo.

En su defecto se pueden adoptar valores bibliográficos en función de la litología del suelo. Para materiales

no consolidados, que suelen ser los más habituales en contaminación de suelos, puede obtenerse una

estimación razonable a partir del diagrama triangular de Johnson.

de 164


FFiigguurraa 66:: DDiiaaggrraammaa ttrriiaanngguullaarr ddee JJoohhnnssoonn ppaarraa llaa eessttiimmaacciióónn ddee llaa ppoorroossiiddaadd eeffiiccaazz

Fuente: “Hidrología subterránea”. Custodio y Llamas (1980), adaptado de Johnson (1967)

También puede realizarse una estimación en base a los siguientes datos tabulados para diferentes

fracciones granulométricas y realizando una media ponderada en función del porcentaje de cada fracción

en el total del suelo considerado.

TTaabbllaa 22:: VVaalloorreess bbiibblliiooggrrááffiiccooss ttaabbuullaaddooss ppaarraa ppoorroossiiddaadd eeffiiccaazz

Fracción granulométrica

Intervalo (%) Media

Aritmética (%) Grava gruesa 13,2 - 25,2 21 Grava media 16,9 – 43,5 24 Grava fina 12,6 – 39,9 28

Arena gruesa 18,4 - 42,9 30 Arena media 16,2 – 46,2 32 Arena fina 1,0 – 45,9 33

Limo 1,1 – 38,6 20 Arcilla 1,1 – 17,6 6

Fuente: “Summary of hydrologic and physical properties of rock and soil materials…” Morris y Johnson (1967)

5.1.1.2.9 Dimensiones de la pluma de afección a las aguas subterráneas en la fuente

Para caracterizar las dimensiones de la pluma de contaminantes disueltos en el agua subterránea en

torno a la fuente, sería precisa la instalación de varios piezómetros en la dirección del flujo subterráneo y

de 164


de forma más o menos perpendicular a ésta, así como el ranurado de los mismos en diferentes

profundidades o la instalación de piezómetros multinivel para poder caracterizar la calidad de las aguas

en profundidad.

Esta tarea normalmente sólo se acomete en investigaciones de detalle, por lo que en análisis de riesgos

de nivel II o exploratorio habrá que adoptar valores por defecto.

La anchura de la pluma en la fuente se asumirá igual a la anchura de los suelos afectados en dirección

perpendicular a la dirección del flujo considerada. Dicha dirección de flujo puede ser la dirección principal

de mayor gradiente hidráulico, pero puede no coincidir dependiendo de si se están valorando los riesgos

para determinados receptores off site ubicados en otras direcciones.

El grosor de la pluma, si los focos de afección se encuentran ubicados en zona no saturada, se puede

estimar mediante algún algoritmo en función de la litología y de la longitud de los suelos afectados en la

dirección de flujo considerada.

Si los focos de afección se encuentran ubicados en zona saturada (p.ej. depósitos parcial o totalmente

sumergidos, rellenos antrópicos, etc.), la testificación realizada en la investigación exploratoria o detallada

del suelo habrá determinado la profundidad hasta la cual se aprecian indicios visuales, organolépticos o

analíticos de afección, tomándose en consideración como mínimo dicha profundidad para el

establecimiento del grosor de la pluma contaminante. En caso de duda se podrá adoptar de forma

conservadora el espesor de la zona saturada si éste se ha podido determinar mediante las perforaciones

realizadas.

5.1.1.2.10 Caudal y calidad de aguas en cursos superficiales receptores

En caso de que existan cursos superficiales de aguas posiblemente afectados por aportes de aguas

subterráneas afectadas, es necesario conocer su caudal para estimar las concentraciones finales en la

zona de mezcla.

Se emplearán para ello datos temporalmente representativos registrados en estaciones de aforo próximas,

o en su defecto valores bibliográficos existentes de estudios previos realizados. Se tendrá en cuenta la

diferencia de caudales existentes en época de lluvias y estiaje, al menos para el análisis de

incertidumbres.

de 164


En cursos superficiales de pequeña entidad, para los que no es probable disponer de estaciones de aforo,

cabe la posibilidad de estimar estos caudales a partir de la superficie de la cuenca drenante y el cálculo

del coeficiente de escorrentía, repartiendo uniformemente dichas escorrentías a lo largo del año. Esta

estimación es en parte conservadora, ya que no incluiría el aporte subterráneo al cauce aguas arriba del

emplazamiento, pero es una primera estimación a falta de otra información.

También existe la posibilidad de determinar los caudales experimentalmente, mediante molinetes,

velocímetros, caudalímetros, aforos químicos, etc dependiendo del tamaño del curso superficial. Estas

medidas deberían ser representativas en el tiempo, contemplando al menos la época desfavorable

(estiaje).

Alternativamente se puede caracterizar la concentración de contaminantes en el punto de exposición

(cauce receptor) como se apunta en apartados siguientes de este documento. Estas medidas deberían ser

igualmente representativas en el tiempo.

5.1.1.2.11 Infiltración media

La infiltración de agua de lluvia hacia el acuífero se emplea para cuantificar la posible lixiviación de

contaminantes hacia las aguas subterráneas.

En evaluaciones de riesgo de nivel II esta infiltración suele estimarse a partir de las características

texturales del suelo y de las variables meteorológicas anuales del emplazamiento.

Las estimaciones más sencillas emplean algoritmos basados en la granulometría predominante del suelo

y la precipitación, como los siguientes:

TTaabbllaa 33:: AAllggoorriittmmoo sseenncciilllloo ppaarraa llaa eessttiimmaacciióónn ddee llaa iinnffiillttrraacciióónn nneettaa

Fracción granulométrica Algoritmo Valor límite

superior

Arena

Limo

Arcilla

Fuente: “Soil Attenuation Model for derivation of risk-based soil remediation standards”. J.A. Connor et al (1997).

Donde:

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I: Infiltración neta de agua de lluvia corregida con las pérdidas por evapotranspiración (cm/año)

P: Precipitación media anual (cm/año)

Kv: Conductividad hidráulica vertical de la zona no saturada (cm/año)

Es posible obtener (p.ej. en análisis de riesgos de nivel III) una estimación más aproximada de esta

variable realizando un balance hídrico por el método de Thornthwaite a partir de los datos climatológicos

(precipitación y evapotranspiración potencial) medios mensuales y la reserva de agua útil del suelo, así

como una estimación de la escorrentía.

Los datos climatológicos en cualquier caso deben corresponder a series históricas suficientemente

representativas de estaciones de medida (AEMET, Consejerías de Agricultura, Medio Ambiente, Órganos

de cuenca, etc.) relativamente próximas al emplazamiento.

La reserva de agua útil del suelo puede obtenerse a partir del producto de la profundidad de

enraizamiento de la vegetación presente y la diferencia entre la capacidad de campo y el punto de

marchitez permanente.

Capacidad de campo y punto de marchitez pueden ser obtenidos experimentalmente, o en su defecto a

partir de datos tabulados en función de la clasificación textural como los siguientes:

TTaabbllaa 44:: CCaappaacciiddaadd ddee ccaammppoo yy ppuunnttoo ddee mmaarrcchhiitteezz eenn ffuunncciióónn ddee llaa lliittoollooggííaa

Textura Arena

(% Peso) Arcilla

(% Peso)

Capacidad campo

(% Volumen)

Punto marchitez

(% Volumen) Arena 88 5 10 5

Arena franca 80 5 12 5 Franco arenosa 65 10 18 8

Franca 40 20 28 14 Franco limosa 20 15 31 11

Limo 10 5 30 6 Franco areno-arcillosa 60 25 27 17

Franco arcillosa 30 35 36 22 Franco limo-arcillosa 10 35 38 22

Arcilla limosa 10 45 41 27 Arcilla arenosa 50 40 36 25

Arcilla 25 50 42 30 Fuente: “Soil water characteristic estimates by texture and organic matter for hydrologic solutions” K.E.

Saxton, W.J. Rawls (2006)

de 164


Para la profundidad de enraizamiento pueden tenerse en cuenta valores intermedios a los máximos

aportados en la siguiente tabla:

TTaabbllaa 55:: PPrrooffuunnddiiddaaddeess mmááxxiimmaass ddee eennrraaiizzaammiieennttoo

Árboles Arbustos Plantas

Herbáceas Cultivos

Profundidad máxima media de enraizamiento (m)

7 5 2,6 2,1

Fuente: “Maximum rooting depth of vegetation types at the global scale”. J. Canadell et al (1996)

La escorrentía puede estimarse, por ejemplo, a través del método del Dpto.de Agricultura de Estados

Unidos, particularizado para España por el MOPU en 1990 en su instrucción de drenaje superficial para

carreteras (apdo. 2.5).

En la medida en que la profundidad de enraizamiento pueda determinarse en el emplazamiento y la

capacidad de campo y el punto de marchitez se determinen experimentalmente también a partir de

muestras del emplazamiento, el cálculo de la infiltración mediante balance hídrico redundará en un valor

más representativo y compensará en mayor medida respecto al uso de algoritmos más sencillos.

5.1.1.3 Climatológicos

5.1.1.3.1 Direcciones y velocidades de los vientos

Para la estimación de los riesgos por inhalación de vapores y partículas, es necesario disponer de datos

del régimen de vientos de la zona.

Se adoptarán valores medios obtenidos a partir de series históricas suficientemente representativas de

estaciones de medida (AEMET, Consejerías de Agricultura, Medio Ambiente, etc.) relativamente próximas

al emplazamiento.

Algunas de estas estaciones discriminan las velocidades de los vientos y su frecuencia de aparición por

sectores de dirección, pudiendo obtener un diagrama o rosa de los vientos de los mismos.

de 164


Para la inhalación de receptores off site, dependiendo de la dirección en la que se ubiquen los diferentes

receptores considerados, se deberán realizar evaluaciones de riesgos particularizadas si las velocidades

medias son muy diferentes entre unas direcciones y otras.

Igualmente será posible reducir las duraciones de exposición consideradas por defecto para estos

receptores off site, en función de la frecuencia con la que los vientos soplan en esa dirección.

Se adoptará no obstante un criterio conservador a la hora de cuantificar estas velocidades medias y

frecuencias, considerando todos los sectores de dirección que razonablemente puedan relacionarse, en

mayor o menor medida, entre la delimitación espacial de los suelos afectados y las posibles áreas de

actividad de dichos receptores. Las velocidades medias para un determinado intervalo de direcciones, se

calcularán como media ponderada en función de la frecuencia de los diferentes sectores de dirección

considerados.

5.1.2 Caracterización de los receptores expuestos

Se debe establecer en esta fase una relación de los diferentes receptores que pudieran quedar expuestos

a la contaminación del emplazamiento, así como de sus características y patrones de actividad.

Para ello es necesario determinar la siguiente información.

5.1.2.1 Usos actuales y futuros del suelo

Los usos del suelo, tanto de la parcela investigada como de las del entorno, van a determinar el tipo de

receptor considerado en el análisis de riesgos: industrial/comercial, residencial/recreativo/escolar,

agrícola/ganadero/forestal (otros usos), etc.

La información sobre estos usos ha debido quedar determinada normalmente en la etapa de la

investigación exploratoria, ya que en base a ella se han debido seleccionar los NGRs a aplicar en su

evaluación.

Los usos actuales del suelo resultan evidentes en la mayoría de los casos, aunque en ocasiones, el uso

reconocido oficialmente al suelo no coincide exactamente con el de la actividad potencialmente

contaminante del suelo que ha podido provocar la evaluación de riesgos.

de 164


Así puede ocurrir por ejemplo con actividades industriales asentadas en suelos clasificados para otro tipo

de usos (p.ej. agrícola).

El análisis de riesgos debe evaluar si los riesgos calculados son o no compatibles con el uso real del

suelo, pero igualmente con el que oficialmente tiene asignado el terreno, ya que en un momento dado los

usos del suelo pudieran revertir a los originales u oficiales, quedando afectados p.ej. derechos de la

propiedad del terreno, la cual no es responsable en primera instancia de la descontaminación del suelo.

Por tal motivo debe consultarse el planeamiento de ordenación territorial vigente para las parcelas en

cuestión, o en su defecto la información transmitida al Registro del Catastro Inmobiliario.

Igualmente es procedente contemplar el uso futuro previsto para el suelo, si éste se ha establecido en una

revisión del plan urbanístico en tramitación, ya que la evaluación de riesgos debe evaluar si los riesgos

calculados son o no compatibles con ese futuro uso proyectado, de manera que se salvaguarde la salud

de sus futuros usuarios.

Para los usos actuales del suelo, los parámetros de exposición de los posibles receptores pueden ser

ajustados a la realidad concreta del emplazamiento. Al contemplar usos futuros esta labor es más difícil y

sujeta a incertidumbres, por lo que deben adoptarse normalmente parámetros de exposición estándar

conservadores.

5.1.2.2 Tipo de receptores

En el análisis de riesgos será necesario contemplar en cada caso al receptor razonablemente más

expuesto (RME). Para un mismo uso del suelo, el receptor presente puede ser de diferente corte o

naturaleza, determinado por ello factores de exposición más o menos conservadores.

Así por ejemplo en un escenario urbano residencial habitual el individuo RME será normalmente el niño

de edad comprendida entre los 0 y 6 años, pero pueden existir otros usos urbanos en los que los

receptores sean por ejemplo adolescentes y adultos (instalaciones deportivas, centros de enseñanza

secundaria, etc.)

5.1.2.3 Patrones de actividad de los receptores

Dependiendo del patrón de actividad del receptor, los parámetros de exposición pueden ser diferentes.

de 164


Por defecto, para un receptor industrial/comercial estándar se emplean 8 h/día de duración de la

exposición, y para un receptor urbano 24h/día, pero pueden existir emplazamientos en que el patrón de

actividad sea diferente: trabajos ocasionales, trabajos desarrollados en espacios abiertos y cerrados a

tiempo parcial, actividades deportivas etc.

En el apartado de parámetros de exposición se ofrecen algunas cifras orientativas para diferentes

receptores y patrones de actividad.

5.1.2.4 Influencia temporal en la actividad de los receptores

Hay que tener en cuenta si esos patrones de actividad pudieran variar con el tiempo, cíclicamente o de

manera permanente.

Se debe tener en cuenta que en determinadas épocas se producirán exposiciones particulares, por

ejemplo el uso de piscinas en época estival, las cuales pueden abastecerse de aguas subterráneas

potencialmente contaminados.

El patrón de actividad de un trabajador en el escenario actual, puede variar en el futuro, por lo que

conviene realizar una evaluación de riesgos ajustada al escenario actual y una evaluación más

conservadora de cara al escenario futuro (p.ej. actividad del trabajador de una estación de servicio en el

interior de edificio a tiempo completo).

5.1.2.5 Ubicación de los receptores

Será preciso identificar aquellos receptores que desarrollan su labor o acceden a las áreas posiblemente

contaminadas (“on site”) y aquellos que se mantienen a una distancia dada (“off site”), y en este último

caso la distancia que los separa del foco.

En función de las vías de exposición de un emplazamiento dado, será necesario cuantificar:

Distancias paralelas a la dirección de los vientos desde los focos a los receptores

Distancias paralelas a la dirección de flujo de las aguas subterráneas desde los focos hacia los

receptores

de 164


Si se han identificado para una misma vía de exposición diferentes receptores off site, de ubicación

geográfica concreta (p.ej. receptores actuales de un edificio), se considerarán las diferentes distancias

desde el emplazamiento hacia dichos receptores.

Si el emplazamiento no fuera homogéneo, normalmente existirá una evaluación de riesgos diferente para

las diferentes zonas identificadas, y se tendrán en cuenta por tanto diferentes longitudes foco-receptor

para un mismo receptor.

Para receptores cuya ubicación geográfica no es precisa (p.ej. receptores residenciales del entorno

pendiente de urbanizar), y como criterio general en cualquier caso, se adoptarán las longitudes más

pequeñas, y por tanto más conservadoras, entre las posibles rutas de migración foco-receptor.

5.1.3 Caracterización de factores antrópicos

En relación con los posibles receptores que cabe identificar en el emplazamiento y las vías de exposición

a las que pueden estar expuestos, será necesario identificar algunas características del sistema urbano y

productivo del emplazamiento y su entorno.

5.1.3.1 Explotación de recursos naturales

Será preciso identificar aquellos recursos naturales del emplazamiento o de su entorno que pueden

quedar afectados por la contaminación del suelo y que actualmente, o en un escenario futuro verosímil,

están siendo o pudieran ser aprovechados por la población.

Así por ejemplo se identificarán:

Pozos de aguas subterráneas, acuífero/s interceptado/s y uso al que están destinados

Cultivos agrícolas para consumo externo o bien para autoconsumo

Piscifactorías, cotos o zonas de pesca

Lugares autorizados para el baño

5.1.3.2 Características constructivas

de 164


Para estimar algunos riesgos, fundamentalmente los derivados por inhalación de vapores en espacios

cerrados, es preciso conocer algunas características de las edificaciones presentes que serán necesarias

para aplicar los modelos de dispersión de contaminantes en el interior de estas construcciones.

FFiigguurraa 77:: CCaarraacctteerrííssttiiccaass ccoonnssttrruuccttiivvaass rreeqquueerriiddaass ppoorr eell mmooddeelloo ddee JJoohhnnssoonn && EEttttiinnggeerr

Fuente: CLEA Briefing Notes 1-3. Updates to Report CLR10 (2005)

5.1.3.2.1 Dimensiones interiores de los edificios

Se precisa normalmente del área a través de la cual se puede producir la intrusión de vapores desde el

suelo (paredes de sótanos incluidas), y del volumen del espacio cerrado habitable.

El espacio cerrado estará constituido normalmente por los diferentes niveles y plantas del edificio en su

conjunto si es que existe algún tipo de comunicación entre los mismos, o bien, si existiera un completo

aislamiento de unas zonas de otras del edificio, únicamente aquellas más cercanas a la fuente y en las

que se produce la acumulación de los vapores.

de 164


No se considerará como aislamiento la existencia de puertas, ya que son consideradas como aberturas de

paso por la documentación técnica del Código Técnico de Edificación (Documento Básico HS-3 Calidad

del aire interior).

En el caso concreto de los garajes, el Código Técnico de Edificación (Documento Básico SI Seguridad en

caso de incendio) impone la existencia de puertas contraincendios, y en el caso de aparcamientos de más

de 100 m2, vestíbulo de independencia con doble puerta. No obstante un posible mal uso de estas

puertas (apertura habitual), y la frecuente existencia de bajantes en el techo provenientes de plantas

superiores, hacen aconsejable no considerar garantizado a priori dicho aislamiento.

En caso de duda sobre el grado real de aislamiento, se podrán considerar en el análisis de incertidumbres

ambos casos: vivienda completa de mayor volumen habitable y por tanto menores concentraciones de

vapores, pero mayor tiempo de exposición, y por otro lado únicamente el garaje, de menor volumen y

mayores concentraciones de contaminantes pero con menores tiempos de exposición.

Siempre que se conozcan, se emplearán datos reales de las construcciones existentes o proyectadas en el

emplazamiento, o en su defecto del entorno inmediato si cabe presuponer que serán construcciones de

tipo similar.

En su ausencia se podrán emplear datos constructivos bibliográficos, como los aportados por la Agencia

medioambiental británica en base a encuestas sobre las condiciones de viviendas y propiedades

comerciales en el Reino Unido. Esta Agencia emplea los siguientes valores por defecto para edificios

residenciales y comerciales tipo:

TTaabbllaa 66:: VVaalloorreess ppoorr ddeeffeeccttoo ppaarraa ccaarraacctteerrííssttiiccaass ccoonnssttrruuccttiivvaass ddee eeddiiffiicciiooss

Perímetro (m)

Superficie edificio (m2)

Plantas Altura total (m)

Área intrusión vapores (m2)

Volumen habitable

(m3)

Ratio Vol/Area

Edificios residenciales Casa, chalet de 1 planta 33,6 71 1 2,4 71 169 2,4 Pareado, adosado 25,6 41 2 4,8 41 197 4,8 Pareado, adosado con sótano

25,6 41 2 + sótano 7 97 287 2,9

Edificios comerciales Almacén 180 2025 1 4,6 2025 9315 4,6 Almacén con sótano 180 2025 1+sótano 7,3 2511 14783 5,9 Oficina 98 600 3 9,6 600 5762 9,6 Oficina con sótano 98 600 3+sótano 12,3 865 7383 8,5


de 164


5.1.3.2.2 Profundidad y espesor de los cimientos

Se precisa la profundidad a la que se encuentra la interfaz suelo-cimiento desde la superficie del terreno, y

el espesor de estos cimientos. Siempre que se conozcan se deben emplear datos reales.

En su defecto EPA y la Agencia ambiental británica emplean grosores por defecto 0,1 y 0,15 m

respectivamente.

Si no se conoce la profundidad de los cimientos, se puede igualar al grosor del cimiento en edificios sin

sótano, y sumarle la altura del sótano en edificios que disponen del mismo. La Agencia ambiental

británica emplea una altura de sótano de 2,2 m en edificios residenciales y 2,7 m en edificios

comerciales.

5.1.3.2.3 Fracción de grietas de los cimientos

La fracción de grietas equivale al área que suman las fracturas respecto al área del edificio susceptible de

sufrir intrusiones de vapores (incluyendo paredes de sótanos).

Bien por necesidades constructivas o por asentamientos y otros factores, las soleras y cimentaciones

presentan fracturas por donde migran los vapores, especialmente en las uniones de la base de la

cimentación con los muros del edificio.

Este parámetro es de difícil estimación, presentan una importante variabilidad según las fuentes

consultadas y ejerce una gran influencia en los resultados finales.

Los valores recomendados oscilan entre 10-2 (norma ASTM E2081) a 10-6 (modelo VOLASOIL), de más a

menos conservadores respectivamente.

El modelo habitualmente empleado para modelizar la intrusión de vapores (Jonhson & Ettinger) establece

como valor conservador 1*10-3, que está en el mismo orden de magnitud que el que la Agencia ambiental

británica determina para viviendas residenciales sin sótano.

de 164


El modelo holandés VOLASOIL emplea 10-4 para cimentaciones en peor estado y 10-6 para las

cimentaciones menos permeables a los vapores.

La Agencia ambiental canadiense así como otras agencias estatales norteamericanas diferencian valores

de 3,8*10-4 para edificios sin sótano y de 2*10-4 para edificios con sótano. Estos valores están en similares

órdenes de magnitud que los que la Agencia ambiental británica determina para viviendas residenciales

con sótano y edificios comerciales, que oscilan entre 5*10-4 para los primeros y entre 1 y 3*10-4 para los

segundos.

En base a todo ello, a falta de otra información más específica sobre las construcciones del

emplazamiento, se proponen por defecto los siguientes valores, los cuales se consideran suficientemente

conservadores a la par que aproximados a la realidad según las diferentes fuentes consultadas.

TTaabbllaa 77:: VVaalloorreess ppoorr ddeeffeeccttoo ppaarraa ffrraacccciióónn ddee ggrriieettaass eenn cciimmeennttaacciióónn

Fracción de grietas Edificios residenciales sin sótano 1*10-3 Edificios residenciales con sótano 5*10-4 Edificios industriales/comerciales 2*10-4

5.1.3.2.4 Fracción volumétrica en aire/agua del suelo que ocupa las fracturas de la solera.

Estos parámetros son igualmente de difícil estimación, presentan gran variabilidad y tienen gran

importancia en el resultado final.

Preferentemente se emplearán los valores correspondientes al suelo del emplazamiento próximo al

edificio, a la misma profundidad que se encuentra o se prevé encontrar la cimentación del edificio.

En su defecto se emplearán los valores recogidos en la norma ASTM E2081, que son de un 12% para el

contenido en agua y de un 26% para la fracción ocupada por aire.

5.1.3.2.5 Tasa de intercambio de aire del edificio

Este parámetro es igualmente variable y de gran importancia en los resultados de riesgo obtenidos.

de 164


Siempre que se tenga acceso a ellos, se emplearán datos concretos del edificio en cuestión.

Los edificios construidos a partir de abril de 2007, fecha de entrada en vigor completa del Código Técnico

de Edificación (Real Decreto 314/2006), deben cumplir unas condiciones mínimas de renovación del aire

interior, que quedan recogidas en el “Documento Básico HS-3. Salubridad – Calidad del aire interior”,

documento técnico no reglamentario reconocido por el Ministerio de Vivienda para la aplicación del CTE.

En dicho documento, se imponen para las viviendas unas tasas de admisión de aire en dormitorios y

salas de estar, desde donde dicho aire debe circular hacia las zonas húmedas de extracción y expulsión al

exterior (aseos y cocinas) con unas determinadas tasas de extracción.

TTaabbllaa 88:: CCaauuddaalleess ddee vveennttiillaacciióónn mmíínniimmooss eenn vviivviieennddaass yy ggaarraajjeess ((ll//ss)) CCóóddiiggoo TTééccnniiccoo EEddiiffiiccaacciióónn

Por ocupante Por m2 útil En función otros

parámetros Dormitorios 5 Salas estar y comedores 3 Aseos y cuartos de baño 15 por local Cocinas 2 50 por local (*) Trasteros y sus zonas comunes 0,7 Aparcamientos y garajes 120 por plaza (*) Almacenes de residuos 10

Ocupantes dormitorios:1 para dormitorio sencillo y 2 para dormitorio doble Ocupantes comedores: el sumatorio de los existentes en todos los dormitorios de la vivienda (*) Caudales que se cumplen para sistemas de ventilación mecánica adicional que no tienen por

qué funcionar en continuo, y por tanto no deberían ser tenidos en cuenta.

Para los garajes se impone igualmente una tasa de ventilación, aunque en caso de disponer de más de 5

plazas o poseer más de 100 m2, deben dotarse de un sistema de extracción mecánica con detección de

monóxido de carbono, en cuyo caso estos caudales sólo se garantizan en períodos de acumulación de

este gas por encima de unos determinados niveles, por lo que la tasa de renovación de aire será

normalmente ser inferior.

En base a estas tasas de ventilación mínimas exigidas y las características constructivas (superficie,

número de dormitorios y aseos, etc.) de una vivienda concreta, puede estimarse el caudal de ventilación

de aire del conjunto de dicha vivienda, que junto a su volumen interior, nos puede ofrecer un valor más

ajustado del número de volúmenes de renovación de aire diarios. Entre los caudales de admisión y de

extracción, se considerarán únicamente aquellos más elevados, con objeto de no contabilizar doblemente

los mismos volúmenes de aire.

En caso de edificios de uso común que estén obligados a disponer de sistemas mecánicos de ventilación,

son de aplicación las tasas de renovación de aire indicadas en el Real Decreto 1027/2007, de 20 de

de 164


julio, por el que se aprueba el Reglamento de Instalaciones Térmicas en los Edificios (RITE), y más

concretamente en el apdo. IT.1.1.2 Exigencia de calidad de aire interior de sus instrucciones técnicas.

TTaabbllaa 99:: CCaauuddaalleess ddee aaiirree eexxtteerriioorr eenn oottrrooss eeddiiffiicciiooss ccoonn vveennttiillaacciióónn mmeeccáánniiccaa ssuujjeettaa aall RRIITTEE

Categoría de edificio Ocupación permanente

(dm3/s y persona)

Ocupación no permanente (dm3/s y m2)

Calidad óptima (IDA 1): Hospitales , clínicas, laboratorios y guarderías

20 Hospitales:

10-30 m3/h*m2 * Buena calidad (IDA 2): Oficinas, locales comunes de hoteles y residencias, salas de lectura, museos, tribunales, aulas, piscinas.

12,5 0,83

Calidad media (IDA3): Edificios comerciales, cines, teatros, salones de actos, habitaciones de hoteles y residencias, locales de hostelería, locales deportivos (salvo piscinas) y salas informáticas.

8 0,55

Calidad baja (IDA 4): 5 0,28

El RITE aporta varios tipos de tasas de renovación de aire, dos de las cuales se expresan en función del

número de personas para espacios permanentemente ocupados, y en función de la superficie para

espacios no dedicados a ocupación humana permanente. En cada tipo de tasa se establecen varias

magnitudes dependiendo del tipo de edificio o local.

Conocidas las características del edificio a contemplar, también es posible ajustar en este caso los

volúmenes diarios de renovación del aire legalmente establecidos.

Si no se conocen en detalle las características constructivas del edificio, por ejemplo por tratarse de un

escenario de exposición futuro, se emplearán en su defecto valores bibliográficos. Tanto la norma ASTM

como la Agencia ambiental británica toman una renovación de 12 volúmenes diarios (12 d -1 ó 0,5 h-1 )

para una vivienda residencial. EPA “Exposure factors handbook” adopta un valor mediana de 0,45 h-1, y

un percentil 10 de 0,18 h-1, el cual puede ser empleado en el análisis de incertidumbres.

Para la vivienda comercial la norma emplea 20 volúmenes (20 d -1 ó 0,83 h-1 ), la Agencia británica 24

volúmenes (24 d-1 ó 1 h-1 ), y EPA una mediana de 0,87 h-1 y un P10 de 0,6 h-1.

5.1.3.2.6 Diferencia de presión entre interior y exterior del edificio

de 164


El aire del interior de los edificios se encuentra normalmente a menor presión que en el exterior, como

consecuencia fundamentalmente de su mayor temperatura en época invernal (efecto chimenea), el efecto

del viento exterior (efecto dinámico) y los sistemas de ventilación mecánicos.

Ello provoca que exista una tendencia a la convección del aire del suelo hacia el interior del edificio,

mayor en aquellos suelos con mayor permeabilidad al vapor (arenosos y limosos), y por tanto que se

favorezca la intrusión de vapores posiblemente contaminantes.

El efecto chimenea depende de la diferencia de temperatura según la siguiente expresión:

donde:

ρe : densidad del aire exterior (Kg/m3)

g: aceleración de la gravedad (m/s2)

h: altura del edificio (m)

Ti: temperatura interior (ºK)

Te: temperatura exterior (ºK)

La Agencia ambiental británica ha calculado el efecto chimenea para los mismos tipos de edificios

considerados anteriormente, teniendo en cuenta diferencias de temperatura de 12ºC durante 6 meses al

año (época invernal), que junto a los 2 Pa que la EPA recomienda asignar por defecto al efecto dinámico,

determinan los decrementos de presión que aparecen en la siguiente tabla.

Los valores de efecto chimenea contemplados resultarán conservadores en comparación con las

condiciones climáticas de Andalucía, por lo que esta componente es susceptible de un mayor ajuste

teniendo en cuenta las temperaturas medias mensuales locales y la temperatura estimada en el interior

del edificio.

de 164


TTaabbllaa 1100:: VVaalloorreess ppoorr ddeeffeeccttoo ppaarraa ddiiffeerreenncciiaass ddee pprreessiióónn iinntteerriioorr//eexxtteerriioorr ddee eeddiiffiicciiooss

Efecto

chimenea invernal (Pa)

Efecto chimenea

medio anual (Pa)

Efecto dinámico anual (Pa)

Diferencia de presión media

anual (Pa)

Edificios residenciales Casa, chalet de 1 planta 1,25 0,63 2 2,5 Pareado, adosado 2,5 1,25 2 3,0 Pareado, adosado con sótano 3,65 1,83 2 4,0 Edificios comerciales Almacén 2,4 1,2 2 3,0 Almacén con sótano 3,8 1,9 2 4,0 Oficina 5,0 2,5 2 4,5 Oficina con sótano 6,4 3,2 2 5,0


5.1.3.2.7 Canalizaciones subterráneas de los edificios

El modelo empleado habitualmente para estimar la intrusión de vapores en los edificios no permite

contemplar el efecto que ejercen las canalizaciones subterráneas ubicadas bajo los edificios, como luz,

teléfono, agua potable y sobre todo el saneamiento.

No obstante, se identificará cuando proceda, aquellos emplazamientos en los que algunas de estas

infraestructuras intercepten o estén próximas a la masa de suelos potencialmente contaminados o

queden parcialmente sumergidas o estén muy próximas al nivel freático.

En estos casos, a falta de una adecuada modelización, resulta aconsejable la medición directa de la

concentración de contaminantes en el interior de los edificios.

5.2 DEFINICIÓN DE LOS ESCENARIOS DE EXPOSICIÓN

El objetivo de esta etapa es definir los escenarios de exposición donde un receptor potencial (actual o

futuro) puede entrar en contacto con la contaminación presente.

Un escenario de exposición consta de:

Un foco de contaminación (primario como tanque, tuberías enterradas, bidones, etc., o

secundario, como niveles de escorias enterradas, suelo profundo empapado, etc.)

de 164


Un medio afectado (ej. el suelo, agua, aire), que además puede facilitar la transferencia de la

contaminación a otros medios.

Un punto de exposición entre el receptor y el contaminante (ej. partículas de suelo, puntos de

captación de aguas subterráneas, etc.).

Una vía de exposición (ej. ingestión, inhalación, absorción dérmica).

Es necesario que estos cuatro elementos confluyan para que un escenario de exposición se considere

completo y pueda valorarse y cuantificarse el riesgo potencial.

5.2.1 Identificación de los focos de contaminación y el medio afectado

A partir de los resultados de la investigación exploratoria o detallada, se habrán identificado las diferentes

zonas afectadas y los focos primarios (depósitos, tuberías, etc ) a los que van asociadas.

Se especificará en el análisis de riesgos si los focos primarios de afección han sido eliminados o ya no se

encuentran activos (p.ej. por vaciado y desuso del depósito) tras los resultados de la investigación previa.

El análisis de riesgos tiene su sentido si los focos dejan de aportar contaminación, ya que de lo contrario

las conclusiones obtenidas no serán representativas en el tiempo y obligaría a llevar a cabo

monitorizaciones periódicas con repetición de muestreos y de evaluaciones de riesgos.

Se incluyen como focos primarios las fases libres de producto inmiscible con el agua. En caso de existir

estas fases libres, el procedimiento más apropiado sería realizar una primera remediación para su

retirada, y a continuación determinar las concentraciones residuales y evaluar los riesgos asociados a las

mismas, continuando si es preciso el proceso de remediación hasta la consecución de los niveles de

descontaminación que garanticen la ausencia de riesgos.

Se ha de disponer de una descripción detallada del emplazamiento o fuente de los riesgos, que

comprende:

Las actividades que se desarrollan en la actualidad y que se han desarrollado en el pasado, y en

base a ellas la naturaleza de las sustancias con potencialidad de producir riesgos, que habrán

sido identificadas en la investigación exploratoria.

La delimitación de las zonas que en la investigación exploratoria o detallada se han identificado

como afectadas por la superación de alguno de los NGRs de las sustancias analizadas.

La superficie, dimensiones y espesores de suelos afectados de estas áreas.

Las concentraciones características de contaminantes en dichas áreas.

de 164


5.2.1.1 Sustancias contaminantes a contemplar

Respecto a las sustancias a contemplar en el análisis de riesgos, se deberán contemplar todas aquellas

que en las investigaciones previas se hayan detectado en al menos alguna muestra de suelo en niveles de

concentración superiores a los NGRs aplicables según el uso actual o futuro del emplazamiento, así como

aquellas que se encuentren junto a las primeras en niveles próximos a esos NGRs, por exceso o por

defecto, pero cuya conformidad con la normativa no haya podido establecerse a causa de la

incertidumbre de los resultados analíticos.

Se contemplarán asimismo aquellas sustancias que se hayan identificado junto a las anteriores, que no

tengan establecido hasta la fecha NGR en la normativa de aplicación, pero para las cuales sí exista

disponibilidad de las constantes toxicológicas mencionadas en el apartado de evaluación de la toxicidad

de esta guía.

Si se detecta afección en los suelos por encima de los NGRs, y existen aguas subterráneas en el

emplazamiento susceptibles de participar en alguna vía de exposición actual o futura, éstas se

incorporarán automáticamente al análisis de riesgos, considerando todos los parámetros analizados.

En caso de que no exista afección en los suelos, se llevará a cabo un ACR teniendo en cuenta las vías de

exposición debidas a las aguas subterráneas, cuando se superen los criterios de corte indicados en el

documento reconocido “Guía para la investigación de suelos potencialmente contaminados”. En caso de

tener que realizar este ACR, se emplearán no obstante todos los parámetros analíticos disponibles.

5.2.1.2 Zonificación del emplazamiento

En las conclusiones de la investigación previa, se habrán identificado en función de los resultados

obtenidos en cada punto de muestreo, las diferentes zonas que presentan afección, es decir aquellas que

registran valores superiores a NGRs.

Pueden ser zonas representadas por un único PDM, o bien por varios contiguos con sustancias y valores

de afección de similar orden de magnitud.

de 164


En análisis de riesgos en fase exploratoria (nivel II) se deberán delimitar las zonas afectadas de manera

conservadora, abarcando los PDMs donde se incumplan criterios e interpolando con los vecinos más

próximos exentos de ella. En zonas afectadas representadas por un único PDM, se englobará la/s

posible/s fuente/s (depósitos, áreas de proceso, etc.) y las áreas aguas abajo a donde previsiblemente

pueda migrar la contaminación. Se debe aportar cartografía concreta de las áreas delimitadas.

A menos que esté técnicamente justificado, lo normal es que en cada zona afectada, que poseerá unas

características específicas (superficie, espesor, profundidad, concentraciones características, dimensiones

de pluma contaminante en aguas, tipo de receptores, distancia a los mismos, etc.), se lleve a cabo un

análisis de riesgos específico.

5.2.1.3 Concentraciones características

En muchas de las ocasiones, especialmente en investigación exploratoria, el número de muestras

disponibles válidas para caracterizar una determinada zona afectada será limitado, no pudiendo realizar

una estimación estadística fiable.

En estos casos, según EPA y otras fuentes, el análisis de riesgos deberá ser conservador y emplear el

percentil 95 de los resultados o bien si el número de datos es muy pequeño las concentraciones

máximas. Estos casos incluyen a las aguas subterráneas, para las cuales se dispone normalmente de un

número menor de PDMs, por los que sus concentraciones características vendrán determinadas por los

máximos resultados obtenidos en los piezómetros de cada pluma contaminante.

En caso de disponer de un mayor número de datos válidos, se deberá valorar la posibilidad de emplear

un estadístico más representativo. Según la mayoría de las fuentes disponibles en evaluación de riesgos,

dicho estadístico sería el límite superior del intervalo de confianza (UCL) al 95% de la media aritmética.

Este estadístico tiene un algoritmo de cálculo diferente según el tipo de distribución que presenten los

datos (normal, log-normal, gamma,…), existiendo igualmente métodos no paramétricos. El método de

cálculo para una distribución normal es sencillo y conocido, pero raramente los resultados de una

investigación de suelos describen una distribución normal. Dentro cada tipo existen también algunas

diferencias entre las diferentes metodologías propuestas por diferentes autores (Land, Chebysheb,…).

de 164


Es importante por tanto conocer las características de los datos de partida, analizar su probable

distribución mediante otros tests estadísticos complementarios (Shapiro Walk, Normal Q-Q Plot, etc.), y

una vez decidido el mejor ajuste de los datos, aplicar el método de cálculo apropiado.

Es fundamental asegurar que cualquier software de cálculo empleado en la estimación del UCL95%,

emplea los algoritmos adecuados para su cálculo en función de la distribución estadística de los

resultados.

El software ProUCL, de libre disposición en página web de la EPA, asegura y facilita esta tarea,

proporcionando el UCL95% que se obtendría por los diferentes métodos disponibles, y sugiriendo entre

ellos el valor que estadísticamente se considera más apropiado, considerándose por ello la herramienta

más adecuada para esta labor.

No obstante, para que el UCL95% pueda emplearse con garantías, se deben tener en cuenta dos

aspectos:

Número de muestras: la EPA recomienda un mínimo de 10-20 datos para obtener un estadístico

fiable, dependiendo de la dispersión de la serie de datos. A mayor número de datos mayor será la

proximidad de la UCL95% a la media aritmética y por tanto su fiabilidad. En general, un conjunto de

entre 20 y 30 datos sería el más apropiado.

Representatividad: los puntos de muestreo deben ser representativos del foco contaminante a

caracterizar. En el análisis no se deben mezclar resultados correspondientes a PDMs representativos

de diferentes focos de afección con diferentes características, ni de PDMs correspondientes a zonas

impactadas con otros PDMs perimetrales de zonas exentas de afección o afección mínima.

Esto provocaría una dispersión exagerada de los resultados, parámetro en el que se basa el cálculo del

UCL, por lo que puede ocurrir en estos casos que el valor del UCL95% resulte similar o incluso

superior al valor máximo de los resultados.

La representatividad ha de entenderse no solo en la dimensión horizontal, sino también en

profundidad.

El estadístico del UCL95% puede ser válido pues para investigaciones de suelos en medios relativamente

homogéneos y con un número importante de muestras, como por ejemplo tras una investigación de

detalle en una zona de contaminación difusa, o de focos conocidos de grandes dimensiones.

de 164


En cada zona afectada considerada existirá/n alguno/s contaminantes principales o preponderantes,

para los cuales se tendrán valores cuantitativos y significativos en la práctica totalidad de los PDMs y

muestras, y que son los normalmente empleados para delimitar los bordes de la zona afectada, junto con

otros contaminantes más accesorios, que aparecerán de forma significativa en determinados PDMs y

muestras, mientras que en otros aparecerán en niveles inferiores o normales (<NGR) o incluso no se

habrán cuantificado (<LC).

Aunque estadísticamente existen métodos para suplir los valores inferiores a los límites de cuantificación

(por el valor del límite, la mitad de su valor, etc.), su inclusión subestimaría por dilución las

concentraciones realmente halladas de estos contaminantes en determinadas subáreas de las zonas

cuyos riesgos se están determinando, por lo que en general no deben ser tenidos en cuenta.

Para los primeros contaminantes se podrá adoptar el criterio del UCL95% o el P95 si se cumplen unas

mínimas condiciones de número y representatividad, mientras que en los contaminantes accesorios, si no

se dispone de un número suficiente de muestras o la dispersión no permite un UCL95% coherente, se

adoptarán normalmente como concentraciones características conservadoras el valor máximo.

Si la superficie/profundidad de las áreas consideradas para unos contaminantes y otros dentro de la zona

a evaluar fueran muy diferentes, con el riesgo contrario de sobreestimar los riesgos para los

contaminantes accesorios, se podrá reflejar este hecho en el análisis de incertidumbres, comprobando los

riesgos que se obtendrían para dichos contaminantes accesorios con una menor superficie/espesor.

La presencia de fase libre móvil no acuosa se considera inadmisible desde el punto de vista

medioambiental, ya que supone una fuente continua de contaminación al ambiente. Por tanto, como se

ha comentado anteriormente, habrá que proceder con carácter general a su retirada, caracterización del

remanente y realización de análisis de riesgos con los resultados obtenidos.

En ocasiones no obstante existen concentraciones de hidrocarburos que si bien superan las

concentraciones de saturación en el suelo o de solubilidad en las aguas, no lo hacen de manera que sea

claramente diferenciable una fase móvil sobre las aguas subterráneas. En otras situaciones, tras la

eliminación de una fase libre móvil, la fase libre residual es muy difícil de extraer de manera completa

(caso de medio arcilloso, o de productos muy viscosos). En estos casos, puede ser útil acudir a

programas informáticos o algoritmos adecuados que puedan tener en cuenta su presencia.

Uno de estos algoritmos es la denominada Ley de Raoult, que tiene en cuenta la reducción en la presión

de vapor o la solubilidad de los hidrocarburos cuando están presentes otros compuestos de su misma

de 164


naturaleza en fase libre. Para ello es necesario conocer la fracción molar de cada compuesto dentro de la

mezcla de hidrocarburos, a mayor fracción molar mayor será su presión de vapor y solubilidad en

detrimento del resto de compuestos del grupo.

Este algoritmo no obstante presupone que la fracción molar de cada compuesto permanece constante

espacial y temporalmente en todo el emplazamiento, lo cual no es ajustado a la realidad por regla

general, máxime si en el emplazamiento se dispone de pocos datos analíticos y se han de emplear como

concentraciones características las concentraciones máximas procedentes de diferentes puntos de

muestreo.

5.2.2 Análisis de mecanismos de degradación y transporte

Una de las tareas más complejas en la definición de los escenarios de exposición, consiste en analizar los

mecanismos de degradación y transporte. Es importante destacar, que en esta fase no se busca obtener

resultados cuantitativos del transporte de los contaminantes, sino identificar qué medio recibirá la

contaminación, si la puede movilizar hacia los receptores y en qué circunstancias podría dar lugar a un

riesgo.

Cuando un compuesto químico es liberado al medio ambiente, pueden darse varios escenarios:

Puede retenerse y acumularse en uno o varios medios.

Puede ser transportado (ej. por advección aguas abajo, por suspensión en sedimentos, por dispersión

en la atmósfera, etc.)

Puede transformarse físicamente (ej. volatilización, adsorción, etc.)

Puede transformarse químicamente (ej. fotólisis, hidrólisis, oxidación, reducción, etc.)

Puede transformarse biológicamente (ej. biodegradación)

Para poder determinar el potencial de degradación y transporte de los compuestos en el medio ambiente,

es fundamental recopilar y analizar sus propiedades físico-químicas.

Estas propiedades pueden obtenerse de numerosas bases de datos, y deben ser revisadas

frecuentemente. Diferentes organismos de reconocido prestigio internacional proporcionan este tipo de

información, entre los que cabe destacar: US Environmental Protection Agency (US EPA), el Laboratorio

Oak Ridge (“Risk Assessment Information System”), el centro de investigación europeo Joint Research

Center (JRC), etc.

de 164


La siguiente tabla resume algunos de los parámetros más significativos que regulan el comportamiento y

el transporte de contaminantes en el medio ambiente.

TTaabbllaa 1111:: PPaarráámmeettrrooss ffííssiiccoo--qquuíímmiiccooss rreelleevvaanntteess eenn llaa ddeeggrraaddaacciióónn yy ttrraannssppoorrttee eenn eell mmeeddiioo aammbbiieennttee

Parámetro Descripción

Koc Da una idea de la afinidad de un compuesto entre el agua y la materia orgánica del suelo o los sedimentos. Así, cuanto mayor sea el Koc, mayor predisposición del compuesto a quedar retenido en el suelo o los sedimentos frente a permanecer en el agua.

Kd Define la tendencia de que un compuesto quede en el agua o el suelo o los sedimentos. Así, cuanto mayor sea el Kd, mayor predisposición del compuesto a quedar retenido en el suelo o los sedimentos frente a permanecer en el agua.

Kow Indica la afinidad de un compuesto entre el octanol y el agua. El octanol se emplea como un subrogado de las grasas, por lo que Kow permite predecir el potencial de bioconcentración en organismos acuáticos. Así, cuanto mayor sea el Kow, mayor predisposición del compuesto por el octanol frente el agua, es decir, mayor tendencia a concentrarse en los organismos acuáticos.

Solubilidad Establece la máxima concentración de un compuesto químico en disolución acuosa para una temperatura concreta. Cuando las concentraciones en agua superan el límite de solubilidad pueden indicar la presencia de fase no acuosa, de sedimentos en suspensión con compuestos adsorbidos, o la presencia de otros disolventes que incrementen la solubilidad del compuesto en agua.

Constante de la Ley de Henry (H)

Es una medida de la afinidad de un compuesto entre el aire y el agua. Así, cuanto mayor sea la constante de la Ley de Henry, mayor predisposición del compuesto a volatilizarse frente a permanecer en el agua.

Presión de Vapor (Pv)

Indica la tendencia de un compuesto a presentarse en forma gaseosa frente a permanecer en fase líquida o sólida. Así, cuanto mayor sea la presión de vapor, mayor probabilidad de que el compuesto se volatilice.

Permite calcular la rapidez de volatilización de las sustancias puras y calcular la constante de la Ley de Henry para sustancias de baja solubilidad.

Difusividad (Dair, Dw)

Da una idea de la capacidad de dispersión a través de agua o aire, de un compuesto como consecuencia de un gradiente de concentración. Así, cuanto mayor sea la difusividad, mayor será la movilidad del compuesto como consecuencia de un gradiente de concentración.

Factor de Bioconcentración (BCF)

Refleja la afinidad de un compuesto entre un organismo vivo (ej. pez o planta) y un medio (ej. suelo, agua). Así, cuanto mayor sea BCF, mayor predisposición del compuesto químico a acumularse en el organismo vivo.

Vida Media Es el tiempo en el que la concentración se reduce a la mitad. Proporciona una medida relativa de la persistencia de un compuesto químico en un medio determinado. Es importante destacar, que la vida media real puede variar notablemente en función de las condiciones específicas del entorno. Cuanto mayor sea la vida media, más persistente es el compuesto y menor será su potencial de degradación.

de 164


Por otro lado, deben analizarse las propiedades específicas del emplazamiento, identificadas durante el

proceso de caracterización del medio físico, con el fin de evaluar su posible influencia en la degradación y

transporte de los contaminantes. Muchos compuestos (cianuros, metales, etc.) se retienen o movilizan

según las condiciones medioambientales. Por ejemplo, las oscilaciones del nivel de agua pueden producir

estacionalmente fenómenos de lixiviación y concentración en el agua subterránea.

Otros parámetros del suelo tales como humedad, contenido en materia orgánica o capacidad de

intercambio iónico, pueden afectar de forma muy notable el transporte (o retención) de los compuestos

químicos.

5.2.3 Identificación de puntos y vías de exposición

Una vez identificados y caracterizados los medios afectados y la contaminación liberada al medio

ambiente, se deberá establecer dónde y cómo los receptores potenciales, definidos en la primera etapa

del análisis de la exposición, podrán entrar en contacto con el medio afectado.

Es necesario identificar el espacio físico donde el receptor se verá expuesto a la máxima concentración de

un contaminante, tanto con los usos actuales del emplazamiento como en los futuros. A grandes rasgos,

los puntos de exposición se engloban en dos tipos:

“On site”: aquellos situados dentro del emplazamiento.

“Off site”: aquellos situados fuera del emplazamiento, aunque en áreas investigadas de gran tamaño,

el receptor off site puede ubicarse en el propio emplazamiento, ya que hay que entender a los

receptores off site como aquellos alejados del foco.

En general, para receptores off-site, las máximas concentraciones de exposición ocurren en los puntos

más próximos al emplazamiento aguas abajo o en la dirección predominante del viento. Sin embargo, en

determinadas ocasiones, donde el transporte se ve favorecido, puede llegar a ocurrir que las máximas

concentraciones de exposición se encuentren a mayor distancia del emplazamiento, donde los

contaminantes hayan podido depositarse, acumularse o bioconcentrarse.

La información desarrollada durante el análisis de los mecanismos de degradación y transporte ayudará

en esta evaluación.

de 164


Una vez establecidos los puntos de exposición críticos, se deberán identificar las rutas o vías de

exposición posibles, que incluirán aquellas vías para las que el receptor se considera como el individuo

razonablemente más expuesto, y también aquellas otras vías de menor exposición que puedan solaparse

con las anteriores, y que hay que considerar en el análisis para una correcta evaluación de los riesgos

acumulados existentes para cada receptor.

En la siguiente tabla se resumen las vías de exposición más comunes de acuerdo con el tipo de receptor y

el medio afectado. En cada emplazamiento no obstante habrá que adaptar estas vías a su casuística

particular, eliminando algunas vías o incorporando alguna otra no contemplada.

TTaabbllaa 1122:: VVííaass ddee eexxppoossiicciióónn ggeennéérriiccaass

Medio de Exposición Vía de Exposición

Receptor

Residencial Comercial/Industrial Agrícola Recreacional

Agua Subterránea

Ingestión (consumo, baño, riego, etc)

() --

Contacto Dérmico (consumo, baño, ducha, riego, etc)

--

Agua Superficial

Ingestión ()

Contacto Dérmico ()

Aire

Inhalación de Vapores en Interiores provenientes del suelo y/o aguas subterráneas (intrusión, ducha, etc.)

-- --

Inhalación de Vapores en Exteriores provenientes del suelo y/o aguas subterráneas (volatilización, riego, etc.)

Inhalación de Partículas en Interiores () () -- ()

Inhalación de Partículas en Exteriores

Suelo y Polvo

Ingestión Accidental ()

Contacto Dérmico ()

Alimentos

Ingesta de pescado y marisco --

Ingesta de carne y derivados --

Ingesta de verduras y hortalizas --

de 164


escenario viable

() escenario viable pero normalmente condicionado o menos importante que para otras vías

-- - escenario más improbable.

A partir de la información obtenida en la identificación de la fuente de contaminación y el medio afectado,

el análisis de los mecanismos de degradación y transporte y la identificación de los puntos y vías de

exposición se establecen los escenarios de exposición viables, tanto en la situación actual como en el

futuro.

La elección de los diferentes escenarios deberá justificarse técnicamente de forma clara (p.ej. mediante

una tabla). Siempre que exista un foco de contaminación, un medio afectado, un punto de exposición y

una vía de exposición, se debe contemplar y cuantificar un escenario de exposición. En caso de no

considerar determinados escenarios por faltar alguno de los elementos de la cadena de riesgo, se deberá

justificar igualmente, así como la permanencia de esas condiciones en el tiempo.

Así por ejemplo, aunque en el escenario actual de un emplazamiento dado no se hayan tenido en cuenta

las vías de exposición ligadas a las aguas subterráneas por no existir captaciones de las mismas, en el

escenario futuro se considerarán esas vías si no existen limitaciones técnicas o administrativas para que

dichas captaciones puedan existir.

En ambientes residenciales de baja densidad desarrollados sobre terrenos donde técnicamente puedan

realizarse captaciones de aguas subterráneas, se considerará por ejemplo el posible uso de estas aguas

para el llenado de piscinas o para el riego.

En las captaciones de aguas subterráneas en cuya autorización no esté expresamente limitado el uso para

consumo, se debe considerar esta vía de exposición.

Para los receptores urbanos así como para los industriales/comerciales se considerarán las vías por

contacto directo con el suelo (ingestión y contacto dérmico) y de inhalación de partículas en espacios

abiertos en el caso que existan suelos desprovistos de pavimentación. La inhalación de vapores se tendrá

en cuenta en todos los casos.

Caso de no considerar en un escenario actual el contacto directo y la inhalación de partículas por la

existencia de pavimentación en todas las áreas afectadas, se tendrá en cuenta para el escenario futuro la

posible desaparición o el cambio de configuración de dicha solera ante un previsible cambio de actividad

de 164


o un cambio de uso del suelo.

Se tendrá en cuenta la inhalación de volátiles en espacios interiores siempre que exista en el escenario

actual, o pudiera existir en el escenario futuro, alguna edificación habitable (residencial o comercial) de

forma temporal o permanente en un radio inicial orientativo de unos 30 m desde el borde esperable del

penacho de contaminación en las aguas subterráneas o los suelos previsiblemente afectados con fase

libre residual. En caso de que en el emplazamiento pueda existir una importante componente de

advección en el transporte de los vapores (ver posibles causas en apartado de factores de atenuación a la

intrusión de vapores del presente documento), el tamaño de la zona a considerar debe ser no obstante

más conservadora. En ACRs de detalle, o exploratorios con suficiente número de datos disponibles, es

posible afinar una zona de inclusión lateral más ajustada para la consideración de la intrusión de vapores,

siguiendo los criterios recogidos en el documento EPA “An approach for developing site-specific lateral and

vertical inclusion zones within which structures should be evaluated for petroleum vapor intrusion due to

releases of motor fuel from underground storage tanks”.

5.3 CUANTIFICACIÓN DE LA EXPOSICIÓN

La última etapa en el análisis de la exposición consiste en cuantificar las dosis de contaminante recibidas

por el receptor, teniendo en cuenta la magnitud, frecuencia y duración de la exposición en cada escenario

evaluado.

Para el desarrollo de un análisis de riesgos, la exposición se normaliza por unidad de tiempo (en función

del periodo de exposición) y peso del receptor expuesto.

La expresión genérica para el cálculo de la dosis de exposición es la siguiente:

TTaabbllaa 1133:: AAllggoorriittmmoo ggeenneerraall ppaarraa eell ccáállccuulloo ddee llaa ddoossiiss ddee eexxppoossiicciióónn

Donde:

D Dosis de exposición; cantidad de sustancia química disponible en el punto de intercambio

(día

mg químicocompuesto

receptor peso

kg)

de 164


CPDE Concentración en el punto de exposición (PDE); la concentración promedio en el punto de exposición en toda su duración

(ej. etcm

mg

kg

mg

l

mg

airesueloagua

,,,3

)

RC Tasa de contacto; cantidad de medio contaminado que entra en contacto con el receptor por

unidad de tiempo (ej. etcdía

m

día

mg

día

lairesueloagua

,,,3

)

EF Frecuencia de la Exposición; describe cómo a menudo ocurre la exposición (año

días)

ED Duración de la Exposición; describe por cuánto tiempo ocurre la exposición (años)

BW Peso del Cuerpo Humano; el peso promedio del receptor expuesto durante la duración de la exposición (kg)

AT Periodo de exposición promedio; periodo sobre el que se normaliza la exposición (días)

Este algoritmo recoge tres grupos de variables:

Variables asociadas al compuesto químico: la concentración de exposición.

Variables asociadas al receptor expuesto: la tasa de contacto, la frecuencia y duración de la exposición

y el peso del receptor.

Variables de normalización: periodo de exposición promedio.

Cada una de estas variables cuenta con un rango de valores posibles. Su elección es clave y debe ser

adecuadamente justificada, de modo que, para cada escenario de exposición evaluado, se empleen los

valores que garanticen la estimación de la máxima dosis posible que de forma razonable, cabría esperar

en dicho escenario para el receptor razonablemente más expuesto (RME). Ello no significa no obstante,

emplear el máximo valor para cada variable.

5.3.1 Concentración en el punto de exposición

La concentración en el punto exposición (PDE) es aquella a la que los receptores estarán expuestos

durante el periodo identificado. El cálculo de la concentración en el PDE puede ser bastante complejo,

pudiendo requerir la realización de mediciones en campo, el empleo de modelos de dispersión y

transporte, o ambos. El objetivo es determinar la concentración del contaminante en el punto donde se

ubica el receptor, y en el medio a través del cual puede verse expuesto.

Medición Directa de la Concentración en el PDE

de 164


El empleo de muestreo y mediciones en campo para estimar las concentraciones en el PDE ya se realiza

por defecto en las vías de exposición directa con el medio afectado (ej. exposición directa al suelo o a las

aguas subterráneas), y se puede aplicar igualmente cuando esa exposición es indirecta pero podemos

acceder a muestrear y medir directamente en el punto de exposición, como por ejemplo:

Muestreo en captaciones de agua subterránea aguas abajo del punto de afección.

Muestreo en cursos superficiales de agua en conexión con las aguas subterráneas afectadas

Muestreo de la fase gaseosa del suelo.

Muestreo de inmisión de partículas y vapores en espacios abiertos.

Muestreo de vapores en el interior de edificios.

Muestreo de alimentos

Las campañas de medición directa proporcionan la estimación más realista de la concentración en el

PDE, pero para ello deberán ser programadas y realizadas cuidadosamente, de modo que la

representatividad espacial y temporal quede asegurada. Para ello, los puntos de muestreo deben quedar

ubicados de forma que se pueda establecer la máxima concentración de exposición real, tanto si se

dispone de un volumen de datos suficiente para realizar un análisis estadístico de las concentraciones

medidas, como si se cuenta con un número reducido de muestras.

Los puntos de muestreo deben ubicarse de forma que cubran con suficiente densidad las potenciales

plumas de dispersión y los posibles puntos de exposición, en especial en el camino a los receptores

sensibles. Así mismo, el resto de áreas deben estar cubiertas con un mínimo número de puntos para que

no haya duda sobre su calidad.

Respecto a su representatividad temporal, deberán llevarse a cabo varias campañas de medición en

aquellos casos en que las concentraciones medidas sea previsible que varíen en función de la magnitud

de otras variables como las dependientes del medio físico.

Así por ejemplo, se contemplará la influencia que puedan ejercer las variaciones de temperatura entre el

verano y el invierno para las medidas de inmisión atmosférica y de la fase gaseosa del suelo, el efecto de

las mareas en las medidas en aguas subterráneas y superficiales, las diferencias pluviométricas entre la

estación húmeda y el estiaje en estas mismas medidas así como en la fase gaseosa del suelo, las

variaciones del régimen de vientos en las medidas de inmisión atmosférica, etc.

de 164


Se deberá considerar asimismo si la situación está en equilibrio, o si aún puede evolucionar a un estado

peor del medio. Por ejemplo, en caso de un vertido reciente, la pluma contaminante puede aún estar en

expansión y no haber alcanzado aún a un receptor situado aguas abajo.

Modelización de la Concentración en el PDE

En muchos casos la medición directa no es viable o suficiente para establecer la concentración en el PDE,

o bien no se desea acometer porque su coste económico pueda en realidad no ser necesario para

descartar riesgos superiores a los permitidos, o porque no se disponga de los plazos de tiempo necesarios

para llevarla a cabo de forma representativa, por lo que es necesario recurrir a modelos de dispersión y

transporte.

Estos modelos permiten estimar la concentración en el medio en contacto directo con el receptor a partir

de la concentración identificada en el medio afectado, como por ejemplo:

Exposición aguas abajo en un acuífero.

Intrusión de vapores en espacios cerrados, procedentes de afecciones en el subsuelo o el agua

subterránea.

Dispersión de nubes de polvo con contaminación y exposición por inhalación en poblaciones cercanas.

También permiten estimar las concentraciones en el PDE futuras en aquellos casos en que la afección no

ha alcanzado un estado estacionario sino que se haya aún en expansión, situaciones en las que la

investigación del subusuelo, llevada a cabo normalmente en un momento puntual concreto, no permite la

correcta estimación de exposiciones futuras.

Los softwares comerciales de análisis de riesgos incluyen diversos modelos analíticos para simular

concentraciones de exposición. Estos son de fácil manejo y permiten una estimación rápida de valores.

No obstante, cuando se requieren aproximaciones más precisas, es necesario acudir a modelos

numéricos, que en general, requieren más recursos, tanto económicos y técnicos como de tiempo. En

cada caso, será preciso valorar si se necesita obtener un grado mayor o menor de detalle y si se cuenta

con los recursos (costes, plazos) para abordarlo.

A continuación se detallan mecanismos habituales para la estimación de la concentración en el PDE en

aguas, suelos y aire.

de 164


5.3.1.1 Concentración en el PDE en agua subterránea

La estimación de la concentración en el PDE en el agua subterránea puede establecerse a partir de

muestreos del agua o bien mediante una combinación de muestreos y de modelización. Siempre que sea

posible muestrear en los puntos de exposición, normalmente pozos y piezómetros, el uso de mediciones

deberá prevalecer sobre el empleo de modelos de transporte, siempre que se cumpla la premisa de

equilibrio.

Se deberá modelizar cuando haya que evaluar los riesgos para receptores off site donde el muestreo sea

poco viable (p.ej. bajo edificios), o se trate de receptores futuros, etc., así como la lixiviación de la

contaminación desde el subsuelo hacia las aguas subterráneas cuando las condiciones de equilibrio no

estén garantizadas.

Independientemente del mecanismo utilizado en la estimación de la concentración, deberán observarse

las siguientes pautas:

Ante un acuífero explotable, o potencialmente explotable, se deberá asumir que la pluma

contaminante podría ser atraída por cualquier punto de bombeo y que existe la posibilidad de que se

instalen captaciones adicionales a las ya existentes en un escenario futuro.

Los datos de un muestreo deben ser interpretados teniendo en consideración su posible impacto sobre

pozos de bombeo, depósitos de almacenamiento y sistemas de distribución de agua enterrados, con

objeto de discernir posibles afecciones adicionales (ej. lixiviación de metales por presencia de aguas

ácidas).

Los pozos de explotación pueden captar agua de varios acuíferos independientes que podrían o no

estar conectados. Es por ello fundamental, establecer las conexiones hidráulicas entre ellos y

reconocer los niveles que pueden estar mezclándose.

En emplazamientos donde se tenga constancia que la contaminación es histórica y la actividad

contaminante cesó su actividad, se puede evitar el uso de modelos, planteando como hipótesis de

partida condiciones en estado estacionario, lo que permitiría utilizar las concentraciones obtenidas

de 164


durante las campañas de muestro para el análisis a corto y largo plazo, al menos para los receptores

ubicados dentro del área de estudio.

Para escenarios de exposición a largo plazo donde ya se estén acometiendo actuaciones de limpieza,

será necesario el desarrollo de modelos que permitan hacer estimaciones más adecuadas de las

concentraciones futuras. Para que la previsión tenga un grado de incertidumbre aceptable tendrán que

conocerse con suficiente detalle las variables de entrada.

La estimación de la concentración en el agua subterránea mediante modelos puede ser compleja

debido al elevado número de procesos físico-químicos que lo afectan: lixiviación desde fuentes

superficiales, advección (incluyendo el paso tanto por la zona no saturada como por la saturada),

dispersión, adsorción, desorción e intercambio iónico, transformación (incluyendo degradación

química, hidrólisis, procesos redox, formación de complejos, disolución y precipitación). Es por ello,

que es preciso efectuar campañas adicionales de muestreo para la calibración del modelo de

transporte.

No todos los compuestos químicos son solubles en agua. Algunos forman fases no acuosas ligeras

que permanecen flotando sobre el nivel del agua, mientras que otros compuestos forman fases densas

que se hunden hasta el fondo del acuífero. La presencia de fases libres puede distorsionar los

resultados de los muestreos y de los modelos de transporte.

Por todo ello, la correcta selección de un modelo de flujo y transporte exige una profunda comprensión de

las características físicas, químicas e hidrogeológicas del emplazamiento.

Adicionalmente, debe tenerse en cuenta que los algoritmos matemáticos empleados en los modelos se

basan en un número más o menos limitado de variables. Dentro de éstas pueden darse:

Parámetros fijos pero difíciles de predecir, como por ejemplo el coeficiente de dispersión octanol-agua

(Kow). Si bien estos valores son únicos, su predicción resulta compleja, por lo que pueden tener un

grado de error importante.

Variables naturales, que son aquellas cuyo valor puede estar dentro de un rango y varían en función

del emplazamiento y las condiciones ambientales, como por ejemplo la porosidad del suelo, la

humedad, la permeabilidad, etc. Estas variables introducen un grado de incertidumbre muy elevado en

de 164


los modelos de transporte. De ahí la relevancia de su medición experimental o de una estimación bien

fundamentada.

En la siguiente tabla se resumen algunas de las variables utilizadas en los modelos de transporte más

comunes, con mayor incidencia en el resultado final del modelo.

TTaabbllaa 1144:: PPrriinncciippaalleess vvaarriiaabblleess eemmpplleeaaddaass eenn llooss mmooddeellooss ddee ttrraannssppoorrttee ddee ccoonnttaammiinnaanntteess eenn aagguuaass

ssuubbtteerrrráánneeaass

Ante la multitud de aproximaciones existentes para el cálculo de la concentración en el PDE, no se puede

establecer ninguna recomendación o preferencia por ningún modelo en particular. El tipo de escenarios

que se evalúan y el grado de detalle que se requiera en la previsión serán elementos que definirán el tipo

de modelo a emplear para reproducir las condiciones particulares.

En cualquier caso, se deberán tener en cuenta los siguientes aspectos:

Estado estacionario frente a estado transitorio: los modelos de transporte comúnmente empleados

suelen contemplar en sus cálculos la premisa de un estado estacionario (condiciones de equilibrio) o

de un estado transitorio. En aquellos casos en los que se contempla un estado estacionario, se deberá

de 164


determinar cuándo se alcanzan las condiciones de equilibrio, y evaluar su relevancia en relación con el

marco temporal de evaluación. Por otro lado, en los modelos de estado transitorio, el marco temporal

de modelización deberá cubrir un periodo suficientemente amplio para llegar al estado estacionario.

Degradación durante el transporte: la mayor parte de los modelos suelen incorporar una base de datos

en la que se incluyen tasas de degradación de contaminantes. Sin embargo, estos valores no se deben

emplear en los cálculos ya que varían de modo notable entre cada emplazamiento. Solo en aquellos

casos en los que se pueda demostrar y justificar adecuadamente una tasa de degradación, se podrán

emplear en el modelo de transporte, por ejemplo mediante calibración de las predicciones del modelo

con nuevos muestreos en la dirección del flujo.

Dilución en el punto de exposición: algunos modelos incorporan algoritmos para el cálculo de la

concentración en el punto de exposición en pozos, en los que se incluye la dilución en el tramo del

acuífero captado. Salvo en el caso de que se conozca detalladamente la configuración del pozo (tramo

ranurado y disposición en el acuífero), se asumirá que el tramo ranurado comienza en la zona

saturada y tiene una longitud de 1 m como mínimo por debajo del nivel de agua.

En la siguiente tabla se indican algunos de los modelos existentes y sus principales características.

TTaabbllaa 1155:: MMooddeellooss ddee ttrraannssppoorrttee ddee ccoonnttaammiinnaanntteess eenn aagguuaass ssuubbtteerrrráánneeaass pprriinncciippaallmmeennttee eemmpplleeaaddooss

Modelo Observaciones

Zona no saturada ASTM

SESOIL Permite diferenciar varias capas

Zona saturada

DOMENICO

AT123D

FATE5 A partir de Doménico. Atenuación natural

BIOSCREEN Disponible en EPA. Atenuación natural

BIOCHLOR Disponible en EPA. Atenuación natural de clorados.

DISPERSE Característico para MTBE

LNAST Disponible en API. Útil para fase libre

Ambas VS2DT Disponible en USGS. Modelo numérico. Permite diferenciar

capas heterogéneas

de 164


Modelo Observaciones

MT3D Modelo numérico de dispersión de contaminantes a emplear

con modelo de flujo MODFLOW.

BIOPLUME Modelo numérico. Útil en biodegradación

FEFLOW Modelo numérico Útil en medios fracturados.

UTCHEM Modelo numérico. Útil en medios fracturados.

Los modelos más comúnmente empleados, al menos en un nivel exploratorio del ACR, son los indicados

a continuación.

5.3.1.1.1 Modelo ASTM de lixiviación (migración desde suelo a agua subterránea)

El modelo de lixiviación definido en la norma ASTM se utiliza para modelar el flujo de contaminante desde

el suelo hacia el agua subterránea. Mediante este modelo se obtiene un factor de lixiviación que relaciona

la concentración de contaminante en el suelo con la concentración en el agua.

Las hipótesis simplificadoras que se consideran para este modelo son las siguientes:

Concentración de contaminante en el subsuelo constante.

Equilibrio lineal entre fase adsorbida, disuelta y vapor en el suelo.

Lixiviación en régimen estacionario desde la zona no saturada hasta el agua subterránea.

Se produce la infiltración del agua de lluvia hasta el agua subterránea a pesar de la magnitud de la

zona no saturada y la permeabilidad del suelo.

Se desprecia la difusión de la fase vapor y líquida a través de la zona no saturada frente a la

infiltración.

No se producen pérdidas de contaminante durante la migración a las aguas subterráneas (p.ej. por

biodegradación).

Mezcla perfecta del lixiviado en las aguas subterráneas dentro de la “zona de mezcla” (similar al

modelo de caja).

Este modelo puede completarse con otros dos modelos auxiliares que simulan atenuación natural y

biodegradación. Sus predicciones podrían calibrarse o contrastarse si se realizan monitorizaciones

periódicas en condiciones de representatividad de las aguas subterráneas en el foco.

de 164


Modelo ASTM de lixiviación con modelo de atenuación natural por el suelo (SAM)

Esta opción tiene en cuenta la capacidad de sorción de contaminantes presentes en el lixiviado por los

suelos ubicados en la zona no saturada delimitada entre la base del horizonte de suelos afectados y el

nivel freático.

Puede ser importante en emplazamientos donde el espesor de suelos afectados sea pequeño en

comparación con este intervalo de la zona no saturada, por ejemplo en lugares con nivel freático

profundo.

Funciona reduciendo el factor de lixiviación determinado por el modelo ASTM por la relación entre los

espesores antes comentados. Introduce por tanto un factor de modulación proporcional a la distancia de

la contaminación al nivel freático, la cual no es tenida en cuenta en el modelo ASTM original.

Modelo ASTM de lixiviación con modelo de biodegradación de compuestos

Esta opción tiene en cuenta la biodegradación de los contaminantes, y por tanto su disminución en la

concentración del lixiviado, durante su migración a través de la zona no saturada en dirección al nivel

freático.

Emplea coeficientes de decaimiento de primer orden de cada contaminante que pueden obtenerse en la

bibliografía especializada, pero que deberán contrastarse en el emplazamiento (ver modelo similar

aplicable al modelo Doménico para aguas subterráneas).

5.3.1.1.2 Modelo Doménico

El modelo Doménico se utiliza en la evaluación de riesgos para determinar el factor de

dilución/atenuación lateral en agua subterránea.

Las hipótesis simplificadoras que se consideran en este modelo son las siguientes:

Considera una fuente de contaminante en el agua formada por un plano perpendicular a la dirección

de flujo del agua subterránea, cuyas dimensiones son especificadas por el usuario.

de 164


La concentración en la fuente permanece constante.

Si hay fase libre presente el límite de solubilidad en el agua se puede corregir para tener en cuenta los

efectos de mezcla, usando la ley de Raoult.

Dispersión vertical unidireccional hacia abajo.

Se desprecian efectos de los límites de acuífero en la dispersión vertical, considerándose que el

espesor del acuífero es infinito.

Se suponen coeficientes de dispersión longitudinal, vertical y transversal proporcionales y constantes

con la distancia a la fuente.

Existen modelos para estimar estos coeficientes, como por ejemplo ASTM y Xu & Eckstein.

El receptor (pozo de captación) se localiza en el centro de la pluma en la dirección del flujo del agua

en un punto especificado por el usuario.

La velocidad de degradación del contaminante en el agua puede ser especificada por el usuario.

La velocidad de flujo del agua subterránea es suficientemente alta como para despreciar la difusión

molecular.

En general, el modelo Doménico no es apropiado para simular el transporte en agua subterránea en los

siguientes casos:

Material del acuífero arcilloso. El uso del modelo Doménico no es recomendable para regímenes de

flujo muy lentos, ya que en esos casos no es despreciable la difusión.

Existen sistemas de bombeo que afectan al flujo del agua.

Existen gradientes verticales de flujo que puedan afectar al transporte de contaminantes.

Existen condiciones hidrogeológicas heterogéneas en la zona de estudio.

Se puede complementar con dos modelos auxiliares para simular la degradación de los compuestos,

aunque será preciso en ese caso, como se ha comentado anteriormente, disponer de tasas de

degradación contrastadas en el emplazamiento.

Doménico con degradación de primer orden

En esta variante se contemplan, mediante una ecuación de decaimiento de primer orden, los dos

principales mecanismos de degradación de contaminantes que pueden ocurrir en régimen permanente:

biodegradación e hidrólisis.

Para ello se ha de hacer uso de los coeficientes de degradación de primer orden o valores de vida media

(el inverso) para cada contaminante, que pueden encontrarse en publicaciones científicas.

de 164


Asimismo se tiene en cuenta el proceso de sorción que sufren los contaminantes orgánicos en el acuífero

mediante su factor de retardo. Dicho factor representa la relación entre la velocidad de flujo del agua y la

velocidad de migración del contaminante orgánico y se determina a partir del coeficiente de partición Koc

suelo-agua, el carbono orgánico del suelo en la zona saturada y la porosidad efectiva.

Este modelo no tiene en cuenta el factor limitante para la biodegradación del contenido de oxígeno

disuelto, lo cual puede dar lugar a una importante sobreestimación de la velocidad de biodegradación,

sobre todo para regímenes de flujo lento en los que la velocidad de intercambio de oxígeno es muy lenta.

Además se basa en tasas de degradación que pueden no ser representativas ni conservadoras de la

situación real del emplazamiento, por lo que sus predicciones deberían ser calibradas con observaciones

en el mismo.

Doménico con degradación por superposición de aceptores de electrones

Esta variante se plantea como una alternativa a la anterior, incorporando una simulación directa de los

procesos de biodegradación in situ, sin la dificultad intrínseca de seleccionar una tasa de degradación de

primer orden que sea específica para el sitio en estudio.

Para ello tiene en cuenta la capacidad de biodegradación de compuestos orgánicos de las sustancias

aceptoras de electrones presentes en las aguas subterráneas del emplazamiento.

Estima en primer lugar la capacidad de biodegradación total del agua subterránea, basándose en la

concentración, tanto en la fuente como en el perímetro de la pluma, de tres aceptores de electrones

fácilmente medibles (oxígeno disuelto, nitrato y sulfato) y de los subproductos metabólicos de otros dos

aceptores de medición más complicada (hierro ferroso por férrico y metano por dióxido de carbono),

dividida por sus respectivos “factores de utilización”, que representan la proporción entre la masa del

aceptor y del contaminante consumido de su correspondiente reacción estequiométrica de degradación.

Estos factores de utilización, específicos para un determinado tipo de contaminación (p.ej. pluma de

BTEX), se pueden encontrar en la literatura científica.

La suma de las capacidades de biodegradación calculadas para cada aceptor (capacidad total) se

distribuye entre los diferentes contaminantes orgánicos presentes en función de su porcentaje de masa

respecto al de la suma de contaminantes de la pluma.

de 164


No se tiene en cuenta el factor de retardo del contaminante, suponiéndose que la velocidad de transporte

del contaminante es la misma que la de los aceptores de electrones, que van disueltos en el agua, no

siendo apropiado para contaminantes con un factor de retardo superior a 6.

No es apropiado cuando en la pluma existe mezcla de contaminantes degradables y no degradables (p ej.

benceno y dicloroetano), ni en general en plumas de compuestos clorados.

Aunque basado en datos reales del emplazamiento, asume degradaciones teóricas basadas en

investigaciones experimentales en otros emplazamientos (factores de utilización), por lo que al igual que

con otros modelos que incorporan degradación, sus resultados deberían ser calibrados con la realidad del

emplazamiento bajo estudio.

5.3.1.2 Concentración en el PDE en suelo

La estimación de la concentración en el suelo se establece, generalmente, a partir de los resultados de los

muestreos realizados, asumiendo que la situación responde a un estado estacionario, es decir, se asume

que la contaminación permanece inalterada con el tiempo. No obstante, esta hipótesis sólo es una

primera aproximación, y sobreestima concentraciones si se producen procesos de lixiviación,

volatilización, fotólisis, biodegradación, erosión por el viento, escorrentía superficial, etc.

El empleo de datos de muestreo debe conllevar una interpretación cuidadosa de las características del

entorno, en particular en lo que se refiere a la erosión del suelo afectado.

En general, el uso de modelos en la estimación de la concentración en el PDE suele ser limitado y

prevalece el muestreo. Un aspecto clave que deberá ser cuidadosamente evaluado es la distribución

espacial de los puntos de muestreo. Esta distribución debe plantearse de modo que permita hacer una

estimación de las concentraciones promedio de exposición en el tiempo y en el espacio.

Así por ejemplo, en el escenario actual las concentraciones más interesantes serán las halladas en los

primeros niveles del suelo, que serán los materiales a los que los receptores puedan acceder con mayor

facilidad, y que serán normalmente los más afectados si los focos de contaminación se ubicaban en

superficie (salvo existencia de rellenos antrópicos posteriores). Aquellas afecciones provocadas por fuentes

subterráneas (p.ej. depósitos enterrados), normalmente no van a estar accesibles para la vía de contacto

directo.

de 164


No obstante algunas actividades, como por ejemplo la instalación o la reparación/remodelación de

infraestructuras subterráneas (gas, luz, agua, etc), labores de jardinería incluyendo la reposición de

arbolado, etc, implican la remoción del suelo y la alteración de la secuencia de materiales, pudiendo

disponer en superficie la contaminación que se hallaba anteriormente en profundidad e inaccesible.

Por todo ello, la profundidad a considerar debe ser conservadora, como mínimo de 2m por defecto, que

es la profundidad a la que suelen ubicarse la mayoría de las infraestructuras lineales subterráneas,

aunque podría ser mayor en función de la profundidad del saneamiento de la zona que podría llegar a los

4m. Para trabajos de construcción se debe contemplar la totalidad de la columna del suelo.

5.3.1.3 Concentración en el PDE en aire

Los escenarios de exposición en aire ocurren como consecuencia de:

Exposición en exteriores:

o La volatilización de compuestos químicos desde un medio contaminado (suelo y/o agua) hacia la

atmósfera.

o La suspensión de partículas del suelo, debido a su movilización por el viento.

Exposición en interiores:

o La volatilización de compuestos químicos desde un medio contaminado (agua/suelo) hacia la

superficie y su entrada en un espacio cerrado a través de las grietas de la solera.

o La volatilización de compuestos químicos por el uso de aguas contaminadas en el interior del

edificio (ej. ducha, cocina, etc.)

o El transporte de partículas o vapores generados en el exterior al interior de edificios

La determinación de las concentraciones de exposición para estos escenarios se puede realizar a través

de mediciones directas, de modelizaciones o de una combinación de ambas. Cabe contemplar las

siguientes posibilidades:

a) Mediciones directas del aire en el punto de exposición, bien en exteriores o en el interior de

edificios.

b) Mediciones de aire ambiente en las zonas de emisión, ya sea en exteriores o en el subsuelo, y

modelización de la dispersión atmosférica o la migración subterránea hasta el receptor.

de 164


Las medidas del aire ambiente pueden realizarse sobre partículas (en exteriores) y/o vapores (en

exteriores o en el subsuelo). Las medidas de la fase gaseosa del suelo por otro lado, pueden

llevarse a cabo en profundidad junto al foco de contaminación, junto a la cimentación de los

edificios o bajo la misma.

c) Simulación de las emisiones y modelización de la dispersión atmosférica y/o la acumulación en

interiores.

Los datos de una medición podrán ser de aplicación para el análisis de riesgos siempre y cuando sea

representativa en el espacio y en el tiempo, los niveles de fondo no sean superiores a los relacionados con

el foco de contaminación evaluado y las emisiones relacionadas con el foco de contaminación no sean

inferiores a los límites de detección analíticos.

En emplazamientos con posible inhalación de volátiles en espacios cerrados, en los que exista certeza de

presencia de olores (p.ej. quejas o denuncias vecinales, etc.), se llevarán a cabo medidas directas de

inmisión en el interior de los edificios, ya que como se apuntó en apartados anteriores, algunas vías de

exposición a partir de p.ej. infraestructuras subterráneas, no pueden ser correctamente modelizadas.

Para más detalles sobre la realización de medidas del aire ambiente o de la fase gaseosa del suelo,

consultar la “Guía para la investigación de un suelo potencialmente contaminado”.

Si se dispone de las concentraciones existentes directamente en el punto de exposición, ya sea en

exteriores o en el interior de un espacio cerrado, dichas medidas pueden introducirse directamente como

concentración en el aire (CA) en el cálculo de la concentración promediada de exposición (fórmula del

Anexo I), y ésta ser empleada para el cálculo del riesgo (apdo. 8.1 de este documento).

En caso de disponer de concentraciones de contaminantes en puntos intermedios de la ruta de

migración, deberán emplearse éstas a partir del punto apropiado del cálculo matemático del modelo que

se vaya a emplear para modelizar su evolución hasta el punto de exposición.

Ante la falta de datos analíticos en el punto de exposición, o como complemento a las mediciones en

puntos intermedios, las concentraciones de exposición pueden ser estimadas mediante el empleo de

modelos. Existen tres grupos de modelos:

de 164


Modelos para la simulación de las emisiones de un compuesto procedente del subsuelo (suelo y/o

agua subterránea) y su ascenso por la zona no saturada. Existen varios tipos, como por ejemplo:

o Modelo de volatilización ASTM desde suelo superficial

o Modelo de volatilización Q/C de la EPA desde suelo superficial

o Modelo de volatilización de Johnson & Ettinger desde el subsuelo o las aguas subterráneas

Modelos de dispersión atmosférica de las partículas y vapores en superficie (p.e. modelo caja), que

permiten evaluar el impacto recibido por receptores ubicados más allá de la fuente de contaminación.

Modelos de acumulación de vapores en interiores, que evalúan la concentración de vapores orgánicos

que a través de las grietas y fracturas de la solera y/o cimentaciones llegan a un espacio cerrado. Por

ejemplo:

o Modelo de volatilización de Johnson & Ettinger desde el subsuelo o desde las aguas subterráneas

hacia el interior de edificios

o Modelo de flujo másico desde las aguas subterráneas hacia el interior de edificios.

o Modelos de volatilización a partir de la fase gaseosa del suelo o de las aguas subterráneas hacia el

interior de edificios, contemplando el fenómeno de la biodegradación (Biovapor, PVIScreen).

También pueden ser empleados con este fin los factores genéricos de atenuación determinados por

EPA a partir de las concentraciones de las aguas subterráneas o de la fase gaseosa del suelo.

Existen modelos para la simulación de la volatilización y la dispersión de los contaminantes, tanto en

exteriores como en interiores, que requieren numerosos parámetros de entrada, cuya elección deberá ser

adecuadamente justificada y adaptados a cada caso particular.

En las tablas adjuntas se resumen los parámetros más importantes empleados por estos modelos:

TTaabbllaa 1166:: VVaarriiaabblleess pprriinncciippaalleess eemmpplleeaaddaass ppoorr llooss mmooddeellooss ddee ttrraannssppoorrttee ddee ccoonnttaammiinnaanntteess eenn ffaassee

ggaasseeoossooaa

Parámetro Descripción Observaciones

Constante de la Ley de Henry (H)

Estimación de la volatilización desde el agua (subterránea o

contenida en los poros del suelo)

Propiedad del compuesto, independiente del medio.

de 164


Parámetro Descripción Observaciones

Coeficientes de Difusión Efectiva

Estimación de la difusión a través de los medios de transferencia:

- agua subterránea – suelo “ eff

wsD ”

- grietas en cimientos “ eff

crackD ”

- zona no saturada “ eff

sD ”

- franja capilar “ eff

capD ”,

Los coeficientes de difusión efectiva están limitados principalmente por las características del medio, aunque también dependen de las propiedades físico-

químicas de los compuestos. La ecuación genérica es:

2

33.3

2

33.3

T

medioaguaagua

T

medioaireaire

eff

H

DDD Es

fundamental seleccionar de forma adecuada los parámetros limitantes para la difusión de los

contaminantes, tales como el contenido volumétrico

de agua en los poros o el espesor de la franja capilar.

Porcentaje de grietas en cimientos

Establece el porcentaje de grietas existentes en los cimientos de una edificación

Los modelos son particularmente sensibles a este parámetro. A medida que se incrementa el número de grietas, aumenta la capacidad de difusión del

contaminante y consecuentemente el nivel de riesgo

por inhalación de vapores para un receptor dado.

Contenido volumétrico de agua

en los poros del suelo

( medioaire )

Establece para una porosidad dada, el volumen de la misma que

está lleno de agua.

La presencia de agua en los poros del suelo limita notablemente la difusión de los contaminantes ya que

actúa a modo de tapón de las vías preferenciales de movilización de vapores.

Espesor de la franja

capilar

Establece la profundidad máxima

de la franja capilar

Propiedad del medio. Teniendo en cuenta que el

contenido volumétrico de agua en la franja capilar es

superior al del suelo, a mayor espesor de la franja

capilar, menor difusión de contaminantes.

Dimensiones del

modelo “caja”

Ancho y largo del modelo caja

empleado para el cálculo de las emisiones en exteriores

A mayor volumen considerado mayor dilución y menor

concentración de exposición.

Intercambio de aire

en interiores

Frecuencia de movilización del aire

de un espacio cerrado

A mayor tasa, mayor dilución y menor concentración

de exposición.

* Esta tabla no recoge todos los parámetros requeridos por los modelos, sino solamente aquellos que son más críticos para los resultados de la modelización.

A continuación se describen las principales características e hipótesis simplificadoras que se consideran

en estos modelos.

5.3.1.3.1 Modelo de volatilización superficial ASTM

El modelo definido en la norma ASTM se utiliza para modelar el flujo de vapores y la emisión de partículas

desde el suelo superficial. Mediante este modelo se obtiene un factor de volatilización y un factor de

de 164


emisión de partículas que relaciona la concentración de contaminante en el suelo con la concentración en

el aire.

Las hipótesis simplificadoras que se consideran para este modelo son las siguientes:

Concentración de contaminante en el subsuelo constante durante el tiempo que dura la exposición y

distribuida uniformemente en el suelo afectado.


Difusión en régimen permanente hasta la superficie del suelo:

No se producen pérdidas de contaminante mientras se difunde hacia la superficie (p.ej. por

biodegradación).

Mezcla de las partículas en la “zona de respiración” de la atmósfera situada justo encima del foco de

contaminación (modelo de la caja).

Valor por defecto de la velocidad de emisión de partículas Pe.

El valor considerado por defecto para el flujo de emisión de partículas puede ser en algunos casos

escasamente conservador, determinando concentraciones de partículas en suspensión que se pueden

alejar de la realidad.

5.3.1.3.2 Modelo de volatilización superficial Q/C de la EPA

El modelo Q/C de la US EPA se utiliza para modelar el flujo de vapores y la emisión de partículas desde el

suelo superficial. Mediante este modelo se obtiene un factor de volatilización y un factor de emisión de

partículas que relaciona la concentración de contaminante en el suelo con la concentración en el aire.

La principal diferencia con los modelos recogidos en la norma ASTM está en que no emplea el modelo de

la caja para modelar la mezcla de los vapores que se volatilizan desde el suelo o las aguas subterráneas o

de las partículas emitidas con el aire ambiente, sino que se calcula un factor Q/C que depende de las

condiciones meteorológicas de la zona y de la rugosidad y cubierta vegetal del terreno.

Este modelo presenta el inconveniente de que emplea valores tabulados Q/C derivados de las

condiciones climáticas de EEUU, que pueden no ser representativos de la climatología andaluza. Aun así,

el factor de emisión de partícula determinado está normalmente más en consonancia con los valores de

partículas en suspensión esperables en situaciones reales, por lo que se empleará preferentemente el

de 164


modelo Q/C en detrimento del ASTM, siempre que el primero implique mayor grado de conservadurismo

que el segundo.

Una alternativa al empleo exclusivo del modelo es la medición real de la concentración de partículas en

suspensión PM10 en el emplazamiento, con independencia de que se pueda o no medir los

contaminantes en esas partículas muestreadas. También es posible emplear datos reales de

concentraciones de partículas medidos previamente en el emplazamiento con algún otro motivo.

A modo de orientación, se adjuntan factores de emisión de partículas recomendadas por defecto por la

EPA (modelo Q/C), y según otras fuentes, para diferentes escenarios:

TTaabbllaa 1177:: VVaalloorreess ppoorr ddeeffeeccttoo ddeell ffaaccttoorr ddee eemmiissiióónn ddee ppaarrttííccuullaass ((PPEEFF))

Escenario Factor emisión partículas PEF

(Kg/m3) Fuente

Residencial tipo 7,35E-10 EPA Supplemental Guidance to RAGS

Comercial/Industrial tipo 7,35E-10 Genérico 7,58E-10 Guía Técnica Ministerio aplicación RD 9/05

Off-site junto a construcción 2,27E-09 EPA Supplemental Guidance to RAGS

Construcción 2,77E-08 EPA Soil Screening Guidance Technical

Background Document Industrial con tránsito de camiones y vertederos

3,25E-07 Guía ACR IHOBE

Tráfico rodado en camino 1,29E-06 EPA Soil Screening Guidance Technical

Background Document

5.3.1.3.3 Modelo de volatilización de Johnson & Ettinger

El modelo de Johnson & Ettinger se utiliza para modelar el flujo de vapores desde el subsuelo o las aguas

subterráneas contaminadas hasta la superficie, ya sea en exterior o interior de edificios. Mediante este

modelo se obtiene un factor de volatilización que relaciona la concentración de contaminante en el suelo

o las aguas subterráneas con la concentración en el aire.

Las hipótesis simplificadoras que se consideran en el modelo de Jonhson & Ettinger son las siguientes:

Concentración de contaminante en el subsuelo o agua subterránea constante durante el tiempo que

dura la exposición.

de 164


Concentración de contaminante distribuida uniformemente en el suelo afectado.


Equilibrio entre fase disuelta en agua subterránea y fase vapor (volatilización desde agua subterránea).

Difusión en régimen permanente de la fase vapor hasta la superficie del suelo.

o En la zona no saturada, para volatilización desde subsuelo a aire ambiente exterior.

o En zona no saturada y cimientos, para volatilización desde subsuelo a espacios cerrados.

o En zona no saturada y zona capilar, para volatilización desde agua subterránea a aire ambiente

exterior.

o En zona no saturada, zona capilar y cimientos, para volatilización desde agua subterránea a

espacios cerrados.

No se producen pérdidas de contaminante mientras se difunde hacia la superficie (p.ej. por

biodegradación).

Se limita la cantidad máxima que puede volatilizarse a la cantidad de contaminante que hay

inicialmente en el suelo.

Mezcla perfecta en el aire ambiente (modelo de la caja) y en el aire del interior del edificio.

Valores por defecto de velocidad de renovación del aire en el interior de edificios y de la fracción de

grietas en los cimientos.

Este modelo ha sido el más ampliamente utilizado hasta la fecha, y es necesario sobre todo en la

modelización de la volatilización de contaminantes a partir de la matriz suelo, aunque presenta algunas

limitaciones que deben ser tenidas en cuenta, y que pueden ser superadas con el uso de otras

herramientas.

En primer lugar plantea el inconveniente de que las condiciones de equilibrio en el subsuelo no suelen

darse, lo que origina normalmente una sobrevaloración en el cálculo final del riesgo.

Para la volatilización de vapores desde el subsuelo hacia espacios exteriores debe considerarse si a

igualdad o similitud de concentraciones analíticas en el perfil del suelo, el modelo de Johnson & Ettinger

determina mayores riesgos que el modelo empleado para el suelo superficial, lo cual no tendría lógica,

siendo en ese caso prudente adoptar los resultados obtenidos con este último modelo

Para evitar asumir dichas condiciones de equilibrio puede llevarse a cabo un muestreo directo de la fase

gaseosa del suelo adicional al muestreo de suelos, al menos en fase de detalle de la investigación,

empleando el modelo a partir de ese punto de la ruta de migración de la contaminación. Para ello puede

hacerse uso hojas de cálculo desarrolladas por EPA o por oficinas regionales de la EPA (p.ej. “Soil Gas

de 164


Advance Screening” de Ohio EPA) que permiten aplicar el modelo de Johnson & Ettinger a partir de

dichas concentraciones en el gas del suelo. Estas hojas permiten además contemplar la existencia en el

perfil de hasta tres niveles litológicos diferentes con sus correspondientes permeabilidades al vapor.

El modelo también presenta otras dos limitaciones adicionales para dos tipos de sustancias

contaminantes: hidrocarburos del petróleo y compuestos organoclorados.

Al no contemplar biodegradación, el modelo J&E puede sobreestimar el riesgo de sustancias que

presentan un elevado potencial de este tipo de atenuación natural, principalmente los compuestos

hidrocarburados del petróleo (PHCs), y especialmente los más volátiles o ligeros. Para evitarlo, puede

hacerse uso de modelos matemáticos que contemplen la biodegradación como los que se comentan más

adelante (Biovapor y PVIScreen), aunque dadas sus incertidumbres, requerirán normalmente llevar a

cabo, en una fase detallada (nivel III) del análisis de riesgos, un estudio experimental de intrusión de

vapores con objeto de medir la concentración de vapores en las proximidades de la fuente (en

profundidad), la base del edificio (medidas junto a, o bajo cimentación) y si fuera necesario en el interior

de la edificación (medidas interiores).

Por el contrario, los compuestos organoclorados presentan un escaso potencial de degradación a través

de la zona no saturada. En caso de que existan fuentes contaminantes de este tipo de sustancias en

profundidad, el modelo de Johnson & Ettinger podría sobreestimar la atenuación de estos compuestos a

su paso por la zona no saturada y subestimar por tanto sus riesgos.

Para evitarlo, se pueden aplicar de forma paralela al modelo de J&E las siguientes opciones:

a) Emplear simultáneamente el modelo de volatilización de flujo másico que se comenta en el

siguiente apartado, y contemplar el rango de valores de riesgo obtenidos en el análisis de

incertidumbres

b) Aplicar factores de atenuación conservadores experimentalmente determinados para compuestos

clorados por la EPA, que se citan en posterior apartado, bien a partir de las concentraciones

halladas en las aguas subterráneas, bien a partir de concentraciones medidas en la fase gaseosa

del suelo, normalmente en una investigación y ACR de detalle (nivel III). e igualmente tener en

cuenta sus conclusiones en el análisis de incertidumbres.

de 164


En caso necesario también puede llevarse a cabo la medición de vapores en el interior del

edificio.

En cualquier caso, los estudios de caracterización de los contaminantes en la fase gaseosa del suelo

deben prolongarse en el tiempo con el fin de conocer la repercusión de las diferentes condiciones

atmosféricas (presión, temperatura, humedad).

5.3.1.3.4 Modelo de volatilización de flujo másico

El modelo de flujo másico se utiliza para modelar el flujo de vapores desde las aguas subterráneas hacia

espacios cerrados, obteniéndose un factor de volatilización que relaciona la concentración de

contaminante en las aguas subterráneas con la concentración en el aire interior.

En este modelo, el flujo está dominado por el transporte vertical a través de las aguas subterráneas,

despreciándose el efecto de la zona no saturada y los cimientos.

Las hipótesis simplificadoras que se consideran en el modelo de flujo másico son las siguientes:

Equilibrio entre fase disuelta en agua subterránea y la fase vapor (ley de Henry).

La zona no saturada y los cimientos del edificio no afectan al transporte de vapor, y no hay pérdidas

de contaminante en esta zona ni en los alrededores del edificio.

El flujo vertical en las aguas subterráneas es el factor limitante del transporte de vapor desde las aguas

subterráneas hasta el aire interior.

Mezcla perfecta en el aire interior del edificio.

5.3.1.3.5 Factores genéricos de atenuación a la intrusión de vapores

EPA ha llevado a cabo un estudio estadístico sobre el histórico de resultados disponibles en los estudios

de intrusión de vapores de compuestos clorados en edificios residenciales (931 edificios en 41

emplazamientos). Concretamente ha analizado la relación de las concentraciones halladas en las aguas

subterráneas y en la fase gaseosa del suelo, tanto en muestreos exteriores profundos cercanos a la fuente

como en muestreos bajo solera, respecto a las concentraciones halladas en el interior de los

correspondientes edificios, eliminando en estas últimas los posibles efectos debidos a valores de fondo.

de 164


Estas relaciones de concentraciones se conocen como factores de atenuación para la intrusión de

vapores, y caracterizan la reducción que experimentan las concentraciones de contaminantes gaseosos,

desde diferentes medios de partida o puntos intermedios de la ruta de migración de los vapores hasta su

llegada al interior de los edificios, debidas a su paso por la zona no saturada y a la mezcla con el volumen

de aire existente en el interior del edificio. Es inversamente proporcional a la dilución producida en los

vapores, es decir, a menor valor del factor de atenuación, mayor dilución se produce respecto a la

concentración inicial.

Si se parte de concentraciones de gas del suelo en la fuente o bajo la cimentación, el factor de

atenuación se expresa directamente como la ratio entre la concentración en el interior del edificio y la

concentración en el gas del suelo.

donde:

αsg: factor de atenuación a la intrusión de vapores desde la fase gaseosa

Cia: concentración en el interior del edificio (µg/m3)

Csg: concentración en la fase gaseosa del suelo a una profundidad dada, cerca de la fuente o bajo

solera (µg/m3).

Si se parte de concentraciones en el agua subterránea, éstas deben ser traducidas a concentraciones en

la fase gas asumiendo equilibrio entre las fases mediante la siguiente expresión:

donde:

αgw: factor de atenuación a la intrusión de vapores desde las aguas subterráneas

Cia: concentración en el interior del edificio (µg/m3).

Csg: concentración en las aguas subterráneas someras (µg/L)

HLC: Constante de la Ley de Henry corregida a la temperatura del agua subterránea (adimensional).

1000 es un factor de conversión de unidades (L/m3).

En base a estas comparaciones se han establecido factores de atenuación experimentales y

conservadores, basados en los percentiles superiores (Percentil 95) de cada conjunto de datos, de las

concentraciones de los contaminantes desde el medio y nivel de profundidad considerado inicialmente

de 164


hacia el interior de los edificios.

Con estos factores de atenuación es posible realizar una primera estimación conservadora pero ajustada a

la realidad, de las concentraciones esperables en el interior de los edificios a partir de las concentraciones

originales en el agua subterránea o en la fase gaseosa del suelo, así como en sentido inverso, calcular

niveles genéricos de referencia en estos medios que satisfagan la ausencia de riesgos inadmisibles en el

interior de los edificios.

Son empleados por EPA para decidir en qué casos acometer investigaciones de mayor detalle en la

evaluación de intrusión de vapores en edificios, y pueden ser empleados igualmente en nuestras

evaluaciones de riesgo en conjunción con el empleo de los modelos de Johnson & Ettinger o de flujo

másico.

Los factores de atenuación se han calculado en base a resultados de parámetros organoclorados y en

viviendas residenciales, pero la EPA contempla su uso para cualquier tipo de sustancia volátil, incluyendo

los hidrocarburos, los aditivos de los combustibles hidrocarburados (MTBE, ETBE, EDB, 1,2-DCA,..),

mercurio, etc, así como también en edificios comerciales, ya que en éstos los factores de atenuación

deben ser menores y por tanto los factores derivados a partir de edificios residenciales seguirían siendo

conservadores.

Debe tenerse en cuenta que estos factores, al estar basados en compuestos organoclorados, no reflejan el

efecto de la biodegradación, que sería importante en el caso de los hidrocarburos del petróleo (PHCs).

Para estas sustancias los factores de atenuación reales deben ser significativamente menores, por lo que

si se está llevando a cabo un análisis de mayor detalle, es recomendable para estos compuestos el

empleo de modelos que contemplen el efecto de la biodegradación o la medida experimental de la

misma.

Los factores de atenuación establecidos son los siguientes:

TTaabbllaa 1188:: FFaaccttoorreess ggeennéérriiccooss ddee aatteennuuaacciióónn ddee vvaappoorreess hhaacciiaa eell iinntteerriioorr ddee eeddiiffiicciiooss

Medio de muestreo Factor de atenuación

(adimensional) Fase gaseosa del suelo bajo solera 0,03 Fase gaseosa del suelo cercana a la

fuente 0,03

Aguas subterráneas 0,001 Aguas subterráneas en terrenos 0,0005

de 164


limosos y arcillosos* con continuidad lateral

* Arcilla, arcilla limosa, franco-arcillo-limosa y limo (clasificación USDA)

Los factores de atenuación en las aguas subterráneas y la fase gaseosa cercana a la fuente son aplicables

únicamente en el caso de que la fuente de afección y las aguas subterráneas se encuentren,

respectivamente, a más de 1,5 m de profundidad bajo la base de la cimentación.

El factor de atenuación en la fase gaseosa cercana a la fuente se ha igualado al de la fase gaseosa bajo la

solera, al no disponer la EPA de suficiente número de datos concluyentes.

Los factores de atenuación de las aguas subterráneas en suelos finos, sólo debe aplicarse en caso de que

exista un nivel de las litologías reseñadas interpuesto entre la fuente y la cimentación de los edificios, con

suficiente espesor, y con continuidad lateral en todo el emplazamiento en estudio, desde la fuente hasta

distancias significativamente mayores que los edificios más distantes considerados en el estudio.

Los factores de atenuación para aguas subterráneas solo deben ser empleados en emplazamientos o

sectores de los mismos en los que únicamente exista afección a partir de las aguas subterráneas.

No existen factores de atenuación a partir de la matriz suelo. Si en un escenario dado coexiste afección en

la zona no saturada y en las aguas subterráneas, se debe proceder al muestreo de la fase gaseosa del

suelo y a la aplicación de los factores de atenuación correspondientes.

Estos factores no deben ser tenidos en cuenta en los siguientes supuestos, en los cuales puede existir una

importante componente de migración de los contaminantes por advección, mucho más efectiva que la

difusión existente normalmente en los estudios de intrusión de vapores en base a los cuales se derivan los

factores de atenuación:

Vertederos, en los cuales las elevadas cantidades generadas de metano generan una importante

componente de migración de los contaminantes por advección.

Compuestos volátiles liberados y acumulados en espacios cerrados.

Fugas de contaminantes volátiles a partir de tuberías de distribución a presión.

Tampoco deben ser tenidos en cuenta si existen vías preferentes de movilización de contaminantes hacia

el interior de las viviendas (saneamientos o zanjas que atraviesan la zona de afección, estratificación

vertical, etc.), en cuyo caso se recomienda muestrear directamente el aire del interior del edificio.

de 164


Estos factores pueden ser empleados en nuestras evaluaciones de riesgo de la siguiente forma:

a) Para evaluar inicialmente los resultados de riesgo obtenidos exclusivamente a partir de las aguas

subterráneas, pudiendo ser en estos casos una alternativa a los modelos de Johnson & Ettinger y

flujo másico, sobre todo en presencia de clorados en profundidad, donde el primero de los

modelos pudiera ser poco conservador.

b) Para contrastar los resultados de riesgo obtenidos a partir de muestreos de detalle de la fase

gaseosa del suelo (cercano a la fuente, junto a cimentación o bajo solera), mediante el modelo

de Johnson & Ettinger.

Estos factores de atenuación deben aplicarse sobre las concentraciones determinadas en el muestreo

para obtener la concentración esperable en el interior del edificio, y aplicar la misma como concentración

en el aire (CA) en el cálculo de la concentración promediada de exposición (fórmula del Anexo I), y

posteriormente de los riesgos (apdo. 8.1).

La aplicación informática empleada en su caso para la cuantificación de los riesgos puede permitir la

introducción manual de estos factores de atenuación. También puede hacerse uso para tal fin de la hoja

de cálculo “Vapor Intrusion Screening Level (VISL) Calculator”, de acceso libre en la web de la EPA, en

cuyo caso habrá que modificar no obstante los criterios de riesgo cancerígenos establecidos por el RD

9/2005 y actualizar en su caso los parámetros de toxicidad y exposición aplicables.

5.3.1.3.6 Modelos de volatilización e intrusión en espacios cerrados con biodegradación (BIOVAPOR y

PVISCREEN)

El modelo BIOVAPOR, desarrollado por el American Petroleum Institute (API), modeliza la volatilización de

hidrocarburos del petróleo (PHCs) a través de la zona no saturada desde las aguas subterráneas

o desde la fase gaseosa del suelo cercana a la fuente, y su intrusión en el interior de edificios,

partiendo en líneas esenciales del modelo de Johnson & Ettinger, pero contemplando la

biodegradación de estos compuestos en la franja superficial más próxima al nivel del terreno,

como consecuencia de la acción bacteriana y el aporte de oxígeno atmosférico en esos primeros

niveles.

de 164


FFiigguurraa 88:: BBiiooddeeggrraaddaacciióónn ddee hhiiddrrooccaarrbbuurrooss ddeell ppeettrróólleeoo eenn zzoonnaa aaeerroobbiiaa

Fuente: Technical Guide For Addressing Petroleum Vapor Intrusion At Leaking Underground Storage Tank Sites. EPA

2015.

Existiría por tanto un primer nivel del terreno aeróbico donde se produciría la reducción significativa de los

vapores de hidrocarburos que ascienden desde zonas más profundas impactadas. Las concentraciones

de hidrocarburos en la fase gaseosa del suelo se incrementarían progresivamente en profundidad, de

manera proporcional a la disminución de oxígeno, hasta llegar a una zona anaeróbica donde la

biodegradación sería mucho menor y a efectos prácticos despreciable, y donde tendría cabida una

degradación anaerobia con la producción fundamentalmente de metano.

En la formulación matemática del modelo se emplean tasas de biodegradación de primer orden

establecidas a partir de ensayos de laboratorio e investigaciones de campo incluidas en una publicación

científica (De Vaull, 2007). Estas tasas suelen ser datos de tendencia central, no percentiles superiores,

por lo que no pueden considerarse conservadoras.

La biodegradación queda condicionada por la profundidad que alcance la zona aeróbica, y por la tasa

base de respiración de oxígeno del subsuelo.

El modelo permite contemplar tres supuestos para establecer las condiciones limitantes del oxígeno:

de 164


a) Concentración constante a nivel superficial del suelo. Se emplea excepcionalmente cuando el

terreno no está pavimentado bajo el edificio a considerar, y no existen barreras a la percolación

del oxígeno. Se puede asumir esta concentración igual al contenido de oxígeno atmosférico o bien

ser medido.

b) Flujo de oxígeno atmosférico constante bajo la pavimentación. Se emplea cuando existe

cimentación bajo el edificio, y la aplicación lo estima en base a las características de dicha

cimentación (fracción de grietas, etc.)

c) Especificar la profundidad de la zona aeróbica, cuando se han podido llevar a cabo medidas de

oxígeno a lo largo del perfil de subsuelo.

La tercera es la opción más deseable, ya que sería la más ajustada a la realidad. En las dos opciones

anteriores el modelo calcula esta profundidad en base a la concentración de oxígeno o el flujo de aire

asumidos por defecto aplicando un balance de masas entre los aportes supuestos y las demandas

existentes (demanda de base y por los hidrocarburos presentes).

La tasa base de respiración representa la demanda de oxígeno del suelo en ausencia de contaminación

por hidrocarburos, y suele calcularse en función del contenido de carbono orgánico del suelo aunque

también podría medirse experimentalmente.

Cuando no se especifica en base a medidas reales de campo la profundidad de la zona aeróbica, es

esencial cuantificar todos los contaminantes existentes en la fase gaseosa del suelo que pudieran

demandar oxígeno, ya que de lo contrario el balance de masas no se llevaría a cabo de forma adecuada

al infravalorar las demandas, sobreestimando la profundidad aeróbica y subestimando por tanto los

vapores que alcanzarían los bajos del edificio bajo estudio y los riesgos resultantes.

Ello implica determinar analíticamente no sólo los hidrocarburos y los aditivos contemplados para el

análisis de riesgos por su toxicidad, sino también otros compuestos demandantes de oxígeno, como

butano, pentano, y en general todos los hidrocarburos comprendidos en el rango C4-C10, así como el

etanol presente en algunas gasolinas y el metano generado en la degradación anaerobia de los

hidrocarburos. La cuantificación alternativa de estos compuestos a partir de los análisis de otros

parámetros y la aplicación de algoritmos matemáticos basados en la composición teórica de algunas

mezclas de hidrocarburos, no se considera representativa del emplazamiento bajo estudio.

Este modelo precisa por tanto una caracterización adecuada del perfil de oxígeno en el subsuelo o una

cuantificación precisa de todas las sustancias químicas presentes demandantes de oxígeno para que sus

de 164


predicciones sean fiables. Cuando la fuente se ubica en zona no saturada necesita mediciones directas de

los contaminantes en la fase gaseosa del suelo, ya que no es posible partir de las concentraciones en la

matriz suelo. Emplea por otro lado tasas de biodegradación bibliográficas de tendencia central no

necesariamente representativas del emplazamiento, por lo que presenta incertidumbres que deben ser

caracterizadas. En estas condiciones no se considera una herramienta definitiva en la valoración de

riesgos, aunque sí puede emplearse en un análisis de riesgos exploratorio para caracterizar el intervalo de

valores de riesgo posibles por intrusión de vapores de hidrocarburos exclusivamente a partir de las aguas

subterráneas, en conjunción con otros modelos como p.ej. el de Johnson & Ettinger o el de flujo másico,

que son más conservadores al no contemplar el fenómeno de la biodegradación.

EPA está desarrollando un modelo similar a Biovapor, denominado PVIScreen, que posibilita un análisis

automático de la incertidumbre de tipo Monte Carlo, mediante el empleo de rangos de valores posibles

para los diferentes parámetros de entrada, ofreciendo resultados en términos de probabilidad de

superación de los niveles normativos, y que puede mejorar este tipo de modelización.

En caso de acometerse, por ejemplo en una investigación de detalle, la caracterización de la fase gaseosa

del suelo, puede acometerse la estrategia de investigación recomendada por EPA para los

emplazamientos con depósitos enterrados de hidrocarburos del petróleo (PHCs). A partir de pares de

muestras procedentes una de ellas de las cercanías de la fuente en profundidad y la otra junto a la

cimentación lo más cerca posible a la edificación, puede realizarse una estimación representativa del

factor de atenuación en las concentraciones de los diferentes contaminantes del gas del suelo, desde la

fuente hasta el interior de la vivienda. Una vez conocidos, en el modelo se podrían ajustar las tasas de

biodegradación teóricas para que los factores de atenuación calculados coincidan con los determinados

experimentalmente, calibrando de esta manera el modelo con las características reales del

emplazamiento.

Con el par de muestras reseñado no estaría contemplada la atenuación producida en el último paso de la

intrusión de vapores, desde los bajos de la solera (caracterizada en esta ocasión de manera aproximada

mediante las muestras junto a la cimentación) hasta el interior de la vivienda, es decir el paso por la

cimentación del edificio. Si el modelo no los aporta por separado (p.ej. Biovapor), los factores de

atenuación determinados experimentalmente para el paso por la zona no saturada se pueden multiplicar

por el factor de atenuación conservador que EPA considera para los compuestos clorados (ver apartado

anterior) desde las concentraciones bajo la solera hacia el interior de la vivienda (α=0,03), ya que en el

paso por las grietas de la cimentación y la posterior mezcla con el aire de la edificación no se produciría

de 164


biodegradación a efectos prácticos, por lo que el comportamiento de los contaminantes clorados y los

PHCs debería ser muy similar en esta última etapa de la intrusión.

El cálculo final de los riesgos resultantes a partir de los factores de atenuación establecidos puede llevarse

a cabo a través del modelo, o bien de la aplicación informática empleada en la evaluación global de

riesgos cuando ésta permite su introducción de forma manual.

Si mediante este análisis no se garantiza la ausencia de riesgos por intrusión de vapores, EPA recomienda

el muestreo del aire en el interior de la vivienda junto con el muestreo bajo solera, siendo recomendable

asimismo el muestreo del aire del exterior de la vivienda. Las concentraciones en el interior de la vivienda

pueden emplearse directamente en la fórmula del cálculo de la concentración promediada de exposición,

y posteriormente ésta en el cálculo del riesgo, tal como se ha comentado con anterioridad. El muestreo

bajo la cimentación y en el exterior servirían para confirmar la intrusión de vapores y el origen de las

concentraciones halladas en el interior de la vivienda, de acuerdo a los criterios indicados en el apartado

de la evaluación de la calidad del aire y la fase gaseosa del suelo del documento reconocido “Guía la para

la investigación de un suelo potencialmente contaminado”.

Más detalles sobre los procedimientos de muestreo posibles de la fase gaseosa del suelo, pueden

obtenerse en el documento reconocido citado.

5.3.1.3.7 Modelo de caja

El modelo de la caja se emplea para modelar la mezcla de los vapores que se volatilizan desde el suelo o

las aguas subterráneas con el aire ambiente (exterior de edificios).

Las hipótesis simplificadoras que se consideran en el modelo de la caja son las siguientes:

Mezcla perfecta del aire dentro de la zona de “respiración” del aire ambiente exterior (“caja”).

El viento ventila la caja con una velocidad constante.

Se desprecia la dispersión vertical de los contaminantes fuera de la caja.

No se producen pérdidas de contaminante en la atmósfera (p.ej. por deposición o fotólisis).

El receptor se considera situado en el borde de la caja, soplando el viento en su dirección.

de 164


La longitud de la caja será la longitud del foco de contaminación (área de suelo afectada) en la

dirección predominante del viento. Si no se conoce dicha dirección, se tomará como hipótesis más

conservadora la mayor dimensión del foco.

Sólo sirve para receptores in situ (situados sobre el foco de contaminación).

5.3.1.3.8 Modelo de dispersión lateral gaussiano

El modelo de dispersión gaussiana tridimensional se emplea para modelar la dispersión lateral de los

contaminantes en el aire ambiente a favor de los vientos, es decir, hacia los receptores off-site.

Las hipótesis simplificadoras que se consideran en este modelo son las siguientes:

La altura de la zona del foco es equivalente a la zona de respiración ambiental (2m por defecto).

La fuente de contaminación atmosférica se considera puntual, y se le asigna el flujo másico de

vapores que se emiten en todo el área de suelo afectado.

El receptor “off-site” está localizado directamente en la dirección del viento durante todo el periodo de

exposición.

El modelo supone que el viento sopla en línea recta y con una velocidad constante desde la fuente

hasta el receptor durante el periodo de exposición. Se debe adoptar por tanto la velocidad del viento

media anual de la zona objeto de estudio.

Se emplean valores por defecto para los coeficientes de dispersión, asociados a la estabilidad

atmosférica C, correspondiente a atmósferas ligeramente inestables.

5.3.1.4 Concentración en el PDE en agua superficial

La estimación de la concentración en el PDE en el agua superficial puede establecerse a partir de

muestreos del agua o bien mediante una combinación de muestreos y de modelización. Siempre que sea

posible muestrear en los puntos de exposición (ej. zonas de pesca o baño, tomas de agua potable, etc.),

el uso de mediciones deberá prevalecer sobre el empleo de modelos de transporte.

No obstante, en el uso de mediciones para establecer las concentraciones de exposición se deberán tener

en cuenta:

de 164


Representatividad temporal; el transporte de la contaminación puede variar notablemente con los

cambios estaciónales en caudal, temperatura y profundidad de las aguas superficiales. Es importante

por ello, que las campañas de muestreo tengan en consideración estas variables, de modo que las

muestras sean representativas de una exposición a corto y largo plazo.

Representatividad espacial; la concentración de un contaminante puede variar notablemente con la

profundidad así como lateralmente. En general, la concentración en la zona de mezcla del

contaminante con las aguas superficiales será significativamente mayor a la concentración aguas

abajo, donde los efectos de dispersión y dilución ya han sido efectivos. Consecuentemente, será

necesario correlacionar las muestras con su ubicación en el cauce, tanto en profundidad como

lateralmente.

Limitación por límites de detección para contaminantes con potencial para la bioacumulación; puede

ser necesario llevar a cabo análisis de riesgos con concentraciones por debajo de los límites de

detección. Es recomendable en los casos relacionados con aguas superficiales llevar a cabo muestreos

de confirmación en sedimentos o biota en estos casos.

Contribución de otras fuentes; en general, las aguas superficiales reciben numerosos aportes que

contienen múltiples sustancias contaminantes. Es importante disponer de muestras aguas arriba del

punto afectado que permitan confirmar el nivel de fondo.

No obstante, en determinadas situaciones puede ser conveniente emplear modelos de transporte para la

estimación de las concentraciones de exposición, al menos en una primera fase exploratoria del análisis

de riesgos.

Una primera aproximación aunque básica es la aplicación del modelo de caja, según el cual se calcula un

factor de dilución en base a la ratio entre el caudal de descarga subterráneo y el caudal del curso

superficial.

Existen otros métodos analíticos y modelos más complejos para la simulación del transporte de

contaminantes en aguas superficiales, que incorporan algunos de ellos las reacciones químicas y

biológicas y las interacciones con sedimentos. En general, el factor limitante para el uso de modelos más

complejos es la disponibilidad de datos.

de 164


5.3.1.5 Concentración en el PDE para la ingesta de alimentos

La estimación de la concentración en alimentos puede establecerse con muestreos o bien mediante

modelos o algoritmos matemáticos. Siempre que sea posible muestrear, el uso de mediciones deberá

prevalecer sobre el empleo de modelos.

Antes de entrar a comentar las estrategias de muestreo y modelización, conviene aclarar previamente tres

conceptos básicos asociados al almacenamiento y metabolización de sustancias químicas por los

organismos vivos:

Bioconcentración: acumulación de un compuesto químico en un organismo en concentraciones

superiores a las encontradas en el medio que le rodea y al que está expuesto. La bioconcentración

refleja sólo la acumulación desde el medio, sin tener en consideración la entrada a través de

alimentos. El factor de bioconcentración (BCF) proporciona una medida de la tendencia de una

sustancia en agua a acumularse en el tejido de los peces u otros organismos. Este factor, multiplicado

por la concentración del contaminante en el agua, proporciona una estimación de la concentración de

contaminante en el pescado, facilitando el análisis de la exposición a estos alimentos.

Bioacumulación: incremento progresivo de la concentración de una sustancia química en un

organismo como consecuencia de una mayor capacidad de acumulación que de metabolización. La

bioacumulación es el resultado de la acumulación de pequeñas concentraciones no tóxicas en el

organismo hasta alcanzar concentraciones tóxicas. Incluye una acumulación tanto desde el medio

como a través de la alimentación. Así se define el “potencial de bioacumulación”, como la capacidad

de un organismo vivo de concentrar una sustancia obtenida directamente del medio que lo rodea o

indirectamente a través de la comida.

Biomagnificación: secuencia de procesos en un ecosistema a través de los cuales se incrementan las

concentraciones de compuestos tóxicos en los niveles tróficos superiores.

En cuanto al muestreo y/o la modelización para esta vía de exposición, cabe realizar los siguientes

comentarios en función del tipo de alimento a considerar:

Marisco y Pescado: si bien el uso de datos medidos es mejor en la determinación de la concentración

en marisco y pescado, es importante una cuidadosa valoración del plan de muestreo y análisis, de

modo que las campañas recojan las especies más representativas, se seleccionen los órganos o

de 164


vísceras a analizar y que los límites de detección sean adecuados. Ante la ausencia de mediciones

directas, se deberá valorar por un lado si el compuesto puede bioconcentrarse (ej. a través de la

ingesta de agua) o se bioacumula (ej. a través de la ingesta de alimentos, sedimentos y agua).

Por ejemplo, los compuestos orgánicos volátiles de bajo peso molecular no tienden a bioacumularse.

Otros compuestos tienden a acumularse solo en determinadas especies, como por ejemplo, los

Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (PAHs), que se acumulan en moluscos pero no en peces, ya que

estos son capaces de metabolizarlos rápidamente.

Para todos los compuestos que se bioconcentren en especies acuáticas se utiliza el factor de

bioconcentración (BCF) para estimar la concentración de exposición en condiciones de estado

estacionario. Los factores de bioconcentración pueden obtenerse de la bibliografía, o en su defecto,

derivarse a partir de ecuaciones de regresión basadas en el coeficiente de partición octanol/agua

(Kow).

Plantas: las plantas pueden estar expuestas a la contaminación a través del aire, el suelo y el agua. En

general, se recomienda la toma de muestras. Si bien existen algunos modelos publicados para la

estimación de las concentraciones acumuladas en tejidos vegetales, el número de incertidumbres

asociadas es normalmente muy elevado.

Animales terrestres: si no se dispone de muestras de tejido, la estimación de la contaminación en la

carne, los huevos y la leche debe realizarse mediante el empleo de los coeficientes de transferencia y

la ingesta total y diaria de cada alimento. Es importante tener en consideración todas las fuentes de

contaminación a las que puede acceder el animal (ingesta de plantas, agua, suelo, sedimentos,

inhalación de vapores).

5.3.2 Tasa de contacto.

La tasa de contacto determina la cantidad de medio contaminado al que queda expuesto un receptor por

unidad de tiempo. La elección del valor más apropiado de tasa de contacto debe estar claramente

justificada, por la enorme repercusión que tiene sobre la cuantificación de la exposición.

Caso de disponerse de datos estadísticos de la población expuesta, se deberá emplear el percentil 95, o

en su defecto el percentil 90, salvo excepciones como en la superficie de piel expuesta, para la que se

adopta el percentil 50 en consonancia con el peso medio del cuerpo. Si no se dispone de datos

de 164


estadísticos deberá recurrirse al empleo de datos bibliográficos de reconocido prestigio y que se adapten a

las condiciones del emplazamiento. Actualmente las mejores fuentes existentes para estos datos son las

siguientes:

Exposure factors handbook y Exposure factors handbook - Highlights (EPA 2011)

Child exposure factors handbook (EPA 2008)

Dermal exposure assessment: principles and applications (EPA 1992).

Risk assessment guidance for Superfund. Volume I. Human health evaluation manual. Supplemental

guidance: standard default exposure factors (EPA 1991)

Exposure factors sourcebook (American Industrial Health Council 1994)

Exposure factors sourcebook for european populations (with focus on UK DATA) (ECETOC 2001).

Guía Metodológica – Análisis de Riesgos para la Salud Humana y los Ecosistemas, IHOBE 1998.

Guía de Análisis de Riesgos para la Salud Humana y los Ecosistemas 2001-2006, Comunidad de

Madrid

En la tabla adjunta se definen las distintas tasas de contacto en función de las vías de exposición.

TTaabbllaa 1199:: TTaassaass ddee ccoonnttaaccttoo aa ccoonntteemmppllaarr ppoorr vvííaa ddee eexxppoossiicciióónn

Vía de Exposición Tasa Descripción Tipo de Actividad

Inhalación de vapores y partículas

Tasa de inhalación

Volumen de aire inspirado por unidad de tiempo (m3/h o m3/día)

En reposo (ej. dormir)

Actividades sedentarias (ej. estar sentado o de pie sin moverse)

Actividades ligeras (ej. caminar entre 2 – 5 km/h)

Actividades moderadas (ej. caminar rápido entre 5 – 7 km/h o correr despacio)

Actividades pesadas (ej. correr)

Ingestión de suelo

Ingestión de agua

Ingestión de sedimentos

Ingestión de alimentos

Tasa de ingestión(a)

Masa de agua, suelo, sedimentos o alimentos ingeridos por unidad de tiempo (g/día)

Ingestión de agua potable:

Clima caliente Clima templado Clima frío

Ingestión de suelo accidental o deliberada (niños)

Ingestión de sedimentos

Ingestión de alimentos

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Vía de Exposición Tasa Descripción Tipo de Actividad

Contacto dérmico agua (uso del agua, baño, natación)

Contacto dérmico con suelo

Tasa de contacto dérmico(b)

Superficie de piel expuesta al medio contaminado (cm2)

Exposición al suelo: todo el cuerpo o partes del cuerpo

Exposición al agua: todo el cuerpo (baño, natación) o partes del cuerpo

En la siguiente tabla se incorporan valores por defecto extraídos de varias de las fuentes indicadas para

receptores residenciales e industriales estándar, así como otro tipo de receptores con tasas de contacto

más específicas y que suelen ser de utilidad en algunos emplazamientos.

de 164


TTaabbllaa 2200:: VVaalloorreess ppoorr ddeeffeeccttoo ppaarraa llooss ppaarráámmeettrrooss ddee eexxppoossiicciióónn

Factor de exposición Unidades Residente estándar Niño/Joven/Adulto

Trabajador estándar Int/Ext

Paseante y Deportista

Joven/Adulto

Usuario zona verde Niño/Joven/Adulto

Zona escolar

Niño / Joven Trabajador

construcción Trabajador

agrícola

Tiempo promedio cancerígenos años 78 78 78 78 78 78 78 Tiempo promedio no

cancerígenos años 6 / 12 / 30 25 12 / 30 6 / 12 / 30 6 / 12 1 25

Peso corporal Kg 15 / 32 / 70 70 35 / 70 15 / 35 / 70 15 / 35 70 70 Duración exposición años 6 / 12 / 30 25 12 / 30 6 / 12 / 30 6 / 12 1 25

Frecuencia exposición días/año 350 250 130 210 180 250 25 h / día 24 8 2 4 6 8 3

Superficie corporal expuesta cm2/día 1676 / 3270 / 5700 3300 6280 / 10190

3097 / 7060 / 11515 2776 / 6280 3300 3300

Factor de adherencia dermal mg/cm2 0,2 / 0,2 / 0,07 0,2 0,2 / 0,4 0,4/0,5 0,2 0,3 0,3 Tasa de ingestión accidental de

suelo mg/día 200 / 200 / 100 50/100 200 / 100 200 / 100 200 330 480

Tasa de ingestión de agua potable

l/día 1 / 1,4 / 2,9 1,5 - - - 2,9 2,9

Tiempo de exposición por baño hora/evento 1 / 3 / 3 - - - - 0,5 0,5 Frecuencia de baño eventos/año 12 - - - - 250 250

Tasa de ingestión accidental de agua durante el baño

l/hora 0,1 / 0,1 / 0,07 - - - - - -

Superficie corporal expuesta durante baño

cm2 4787 / 10810 / 19200 - - - - 3300 3300

Tasa de ingestión de frutas/verduras aéreas

Kg/día 0,006 / 0,012 / 0,012 - 0,012 0,006 / 0,012 / 0,012 - - 0,012

Tasa de ingestión de alimentos de raíz

Kg/día 0,0024 / 0,0045 / 0,0045 - - - - 0,0045

de 164


En referencia a estas tasas de contacto, se realizan a continuación algunas consideraciones:

En escenarios no industriales, el análisis de riesgos no cancerígenos se hará sobre el grupo de edad

más sensible de entre los que puedan estar presentes. Así pues, en un escenario residencial tipo y en

una zona verde, el receptor para estos riesgos no cancerígenos será el niño (0-6 años), mientras que

para una actividad deportiva será el adolescente (6-12 años), y para un centro escolar dependerá de

su naturaleza (infantil, primaria o secundaria).

En esos mismos escenarios, los análisis de riesgos cancerígenos tendrán en cuenta las tasas de

contacto asignadas a las diferentes etapas de la vida humana, ponderadas en función de la duración

de cada una de estas etapas respecto al total contemplado.

El tiempo de vida medio se adopta en función del recomendado por EPA “Exposure factors

handbook”.

El peso corporal para niños y adolescentes se ha calculado como media ponderada entre los

diferentes intervalos de edad contemplados por EPA “Exposures factors handbook”. Para los adultos,

la media aritmética de los valores medios para hombres y mujeres del documento ECETOC “Exposure

factors sourcebook for european populations” es de 73,65. No obstante las constantes toxicológicas se

derivan normalmente para pesos corporales de 70 Kg (EPA “Exposure factors handbook”), por lo que

para evitar realizar ajustes, y dada la escasa diferencia, se mantiene en 70 Kg.

Las superficies corporales expuestas se han extraído o calculado a partir de la información recogida en

los documentos EPA “Supplemental guidance for develping SSLs” y “Child exposure factors

handbook” y del documento ECETOC “Exposure factors sourcebook for european populations”.

Para un receptor residencial tipo se ha considerado la superficie combinada de cabeza, brazos y

manos. Para un escenario industrial solamente se han tenido en cuenta brazos y manos. Para un

paseante/deportista se toman en consideración cabeza, brazos, manos y piernas, para el usuario de

zonas verdes cabeza, brazos, manos, piernas y pies, y finalmente para el bañista se considera la

superficie corporal completa.

Los factores de adherencia dermal son los recogidos en el documento EPA “Supplemental guidance

for developing SSLs”, salvo para el receptor deportista y el usuario de zona verde, que se apartan del

escenario residencial tipo, para los que se han adoptado los valores recogidos en el documento EPA

de 164


“Exposure factors handbook” para el deporte en exteriores y las actividades con suelo

respectivamente.

Las tasas de ingestión accidentales de suelo provienen de los documentos EPA “Exposure factors

handbook” (P95 para niños), “Supplemental guidance for developing SSLs” y “Standard default

exposure factors”. Para el receptor industrial se diferencian tasas según sea el trabajo en exteriores o

interiores.

Las tasas de ingestión de agua potable para receptores residenciales se han calculado a partir de los

datos reflejados (P95) en el documento EPA “Exposure factors handbook”, ponderados según los

diferentes intervalos de edad contemplados. Se han preferido los datos EPA a los aportados en el

documento ECETOC “Exposure factors sourcebook for european populations” por considerarlos más

representativos por tamaño de las encuestas, diversidad geográfica, período temporal y actualidad.

Para el trabajador industrial/comercial estándar, ante la ausencia de datos específicos, se adopta un

valor similar a la mitad del valor para los adultos residenciales, considerando que la ingesta de agua

es voluntaria y no accidental como en el caso de los suelos, y que la tasa puede ser más o menos

proporcional al tiempo. Considerando un período hábil de 16 horas para la ingesta de agua para el

receptor residencial, durante las 8 horas del período laboral las tasas pueden ser aproximadamente la

mitad.

Para los trabajadores agrícola y de la construcción, se adoptan las mismas tasas diarias que para el

adulto residencial, ya que para este tipo de trabajos con mayor grado de actividad, es de esperar que

las tasas de ingestión sean mayores que para un receptor industrial.

Las tasas de ingestión accidental de agua durante el baño, están basadas en el documento EPA “Child

exposure factors handbook”. Estas tasas se han asociado al receptor residencial, pero podrían

aplicarse a algún otro receptor en función de las circunstancias del emplazamiento (p.ej. usuario de

instalación deportiva, zona de baño, etc.)

Para la adopción de las tasas de ingestión de frutas/verduras y alimentos de raíz, se han tomado en

consideración las empleadas en el cálculo de NGRs de metales en Andalucía, y que están calculadas a

partir de los datos de ingesta media de alimento para Andalucía, de la Base de Datos de Consumo en

Hogares elaborada por el Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino en 2008.

de 164


Estas ingestas se han extrapolado a peso seco para equipararlas con los factores de bioconcentración

y con la expresión de las concentraciones en suelo, y se han reducido a un 30% para contemplar la

tasa de autoconsumo (porcentaje de alimento contaminado que se incorpora junto con otros

alimentos procedentes de otras zonas diferentes al emplazamiento en la dieta total del individuo),

recomendada en documento EPA “Standard default exposure factors” y por las agencias ambientales

sueca y noruega.

Estas tasas se han asociado a varios receptores, siendo o no de aplicación en función de las

características del emplazamiento.

Las tasas de inhalación de aire no se especifican puesto que en principio, de acuerdo a las

recomendaciones de la EPA en este campo, no deberían emplearse en los cálculos, ya que la cantidad

de contaminante que penetra por el tracto respiratorio, no es una simple función de la tasa de

inhalación y el peso del cuerpo humano. Por ello no se trabaja con dosis sino con concentraciones

recibidas y de referencia, contemplando en la derivación de estas últimas (al menos en IRIS) entre

otros, factores de seguridad que extrapolan los resultados obtenidos en ensayos animales de una

duración determinada, a exposiciones continuas (de 24 horas). Es lo que se denomina en EPA

“Metodología Dosimétrica de Inhalación”.

No obstante, en caso de que las constantes toxicológicas inhalatorias empleadas no procedan de IRIS

y no se tenga constancia de que en su derivación se haya adoptado una metodología equiparable a la

de EPA, o sobre todo cuando se hayan calculado a partir de dosis de referencia inhalatorias

asumiendo tasas de inhalación por defecto de 20 m3/día y pesos corporales de 70 Kg, sí puede ser

conveniente ajustar la evaluación realizada mediante una tasa inhalatoria apropiada al receptor

considerado.

En general esto sólo será preciso para aquellos receptores cuyas tasas de inhalación se diferencien

sustancialmente del valor por defecto de 20 m3/día, valor que en su momento estableció la EPA como

una estimación razonable para caracterizar al individuo razonablemente más expuesto en la mayoría

de las situaciones posibles.

En la siguiente tabla se sintetizan valores de percentiles superiores de tasas inhalatorias publicados por

EPA (Exposure factors handbook), para actividades de corta duración y a largo plazo, y para diferentes

patrones de actividad. Los valores aportados por EPA se han agrupado en los 3 grupos de edad

habitualmente considerados en análisis de riesgos (niños 0-6 años, adolescentes 6-12 años y adultos),

de 164


estimándose para cada grupo la media ponderada en el tiempo de los valores asignados por EPA en

los diferentes intervalos.

TTaabbllaa 2211:: TTaassaass ddee iinnhhaallaacciióónn aagguuddaass yy ccrróónniiccaass

Tasa de inhalación crónica (m3/día) P95

Niños 12,9

Adolescentes 16,6

Adultos 19,9

Tasa de inhalación de corta duración (m3/h) P95

Reposo Actitud

sedentaria Actividad

ligera Actividad moderada

Alta actividad

Niños 0,35 0,35 0,85 1,61 2,90

Adolescentes 0,38 0,38 0,90 1,74 3,54

Adultos 0,42 0,42 0,96 2,15 4,29

Teniendo en cuenta un receptor residencial con una actividad de 8 horas de reposo y 16 h de

actividad ligera, así como un trabajador industrial/comercial con 8 h de actividad moderada, los

percentiles superiores de inhalación del receptor adulto, tanto residencial como industrial, e incluso el

adolescente no se diferencian significativamente del valor diario por defecto (20 m3).

Sí puede haber diferencias más importantes por ejemplo por exceso para la población infantil, o por

defecto para trabajadores en exteriores para los que EPA cita específicamente tasas a corto plazo

conservadoras (P99) de 3,9 m3/h, y específicas para los trabajadores de la construcción entre 3,66

m3/h (P99) y 4,26 m3/h (P95) según diferentes estudios.

En estos casos, y fundamentalmente para cuando se haya derivado la Concentración de referencia

(RfC) a partir de una Dosis de referencia (RfD), exclusivamente para la exposición a esos

contaminantes, se podrían ajustar las exposiciones alterando proporcionalmente el tiempo de

exposición de la siguiente forma:

Donde:

de 164


EF: Frecuencia de exposición resultante ajustada

EFo: Frecuencia de exposición inicial

IR: Tasa de inhalación diaria del receptor considerado.

5.3.3 Frecuencia y duración de la exposición

La frecuencia y la duración de la exposición se emplean para estimar el tiempo total de la exposición.

Caso de disponerse de datos estadísticos sobre los hábitos de la población expuesta y en particular de los

tipos de receptores considerados, se deberá emplear el percentil 95, o en su defecto el percentil 90.

Algunos valores de frecuencia y duración de exposición se ofrecen en las guías de análisis de riesgos del

País Vasco y de la Comunidad de Madrid, sin embargo, en la mayor parte de los casos rara vez se cuenta

con esta información y sobre todo con valores del percentil 95, por lo que deberá realizarse una

estimación conservadora pero razonable de la exposición.

En general, la metodología de análisis de riesgos emplea para los receptores estándar una estimación de

la duración de la exposición residencial en un mismo hogar de 6/12/30 años (según etapa vital) y la

comercial/industrial en un mismo lugar de trabajo de 25 años.

Al igual que con las tasas de contacto, los riesgos no cancerígenos en escenarios no industriales se

evaluarán teniendo en cuenta la duración de la exposición del receptor de edad más sensible (niños >

adolescentes > adultos), y para los riesgos no cancerígenos un media ponderada de las correspondientes

al perfil de edades que cabe esperar en ese escenario.

Estos valores están basados en percentiles superiores de los hábitos de la población norteamericana, y no

constan en la actualidad valores equiparables para la población europea y española en particular, aunque

los datos que ofrece ECOTOC en su documento “Exposure factors sourcebook for european populations”,

muestran que los hábitos de la población laboral española puede diferenciarse de los valores americanos,

ya que más del 18% de esta población permanece en el mismo puesto de trabajo durante 20 años o

más, no aportándose el porcentaje para un mayor número de años, pero constatándose que estas ratios

son muy superiores (un 10% aproximadamente) a las registradas en EEUU para ese mismo número de

años, y superiores también aunque en menor medida a la del resto de países europeos.

de 164


Por tanto, a falta de datos estadísticos concluyentes, puede ser prudente incrementar esa duración de la

exposición al menos en el apartado de incertidumbres del ACR, considerando duraciones de exposición

industriales/comerciales mayores a las contempladas (en Reino Unido por ejemplo contemplan 49 años).

La frecuencia de exposición, al menos para los receptores estándar, presenta un menor grado de

incertidumbre, estableciéndose generalmente en 350 días/año y 250 días/año para usos residenciales y

comerciales respectivamente. Este último parámetro podría ajustarse razonablemente a 230 días/año

para contemplar el período vacacional, tal como se refleja en la encuesta mencionada en la Guía de

análisis de riesgos del País Vasco, siempre y cuando se contemple igualmente una duración de la

exposición más conservadora como se apuntaba anteriormente.

En la tabla anterior se han indicado otras duraciones y frecuencias de exposición para receptores

diferentes a los estándar, pero que pueden ser de utilidad en algunos análisis de riesgos.

Para el paseante y el deportista al aire libre se adopta la duración de exposición de un receptor residencial

de edad adolescente y adulta, y una frecuencia basada en los intervalos superiores indicados para

actividades deportivas en ambientes exteriores e interiores (al aire libre o en instalaciones deportivas

abiertas o cubiertas) en la Guía de análisis de riesgos de la Comunidad de Madrid.

Para el trabajador agrario se considera una duración de exposición comercial estándar y una frecuencia

basada en los intervalos superiores indicados para este tipo de actividades en la Guía de análisis de

riesgos de la Comunidad de Madrid.

Para el usuario de zona verde se considera una duración de exposición de un receptor residencial

estándar (incluyendo niños), y una frecuencia basada en los intervalos superiores contemplados para

actividades recreativas en la Guía de análisis de riesgos de la Comunidad de Madrid.

Para el usuario de zona escolar se considera la duración de exposición de un receptor residencial infantil y

adolescente (emplear según tipo de centro escolar), y una frecuencia basada en los intervalos superiores

contemplados para actividades escolares en la Guía de análisis de riesgos de la Comunidad de Madrid. El

análisis de la exposición para el trabajador de estos centros escolares seguiría patrones similares a los de

un trabajador estándar.

Para el trabajador de la construcción se considera una duración de exposición de 1 año, pues es el valor

que se suele adoptar por defecto para este tipo de receptores, no obstante, se deberá adecuar a la

realidad si existieran proyectos constructivos concretos planificados para el emplazamiento analizado. La

de 164


frecuencia de exposición sería la habitual de un receptor comercial estándar. A este receptor se le han

asignado unos valores de duración y frecuencia de exposición específicas de “baño”, que en realidad

corresponderían al contacto dérmico con aguas subterráneas en caso de realizarse trabajos en el

subsuelo hasta profundidades inferiores al nivel freático. Sus valores están basados en los recomendados

para esta exposición en la Guía de análisis de riesgos de la Comunidad de Madrid.

Para algunos de los receptores no estándar contemplados se han asignado frecuencias de exposición

diarias y horarias, ya que su actividad no se prolonga durante toda la jornada diaria o laboral. Igual puede

ocurrir con otros receptores urbanos o comerciales no estándar presentes en un emplazamiento dado y

no contemplados en este documento.

Sus exposiciones pueden ser diferentes a las de un receptor que vive o trabaja las 24 u 8 horas diarias de

un receptor residencial o comercial estándar, aunque su estimación entraña dificultades.

Para las vías por contacto directo, la ingesta accidental de suelo y la absorción dérmica no se reducen

linealmente con un menor tiempo de exposición, puesto que estos inputs tienen una componente fuerte

de aleatoriedad. Las tasas de contacto se normalizan a períodos diarios pero no son linealmente

dependientes del tiempo. Por tanto no es posible ajustar las dosis recibidas en función de un mayor o

menor número de horas diarias de exposición.

Para las vías inhalatorias la dosis recibida sí es proporcional al tiempo de exposición. La exposición se

valorará aplicando el procedimiento EPA (RAGS Vol1 Part F), de la siguiente forma:

Clasificar primero la exposición como aguda, subcrónica o crónica, entendiendo como tales,

aproximadamente, lo siguiente:

o Aguda: exposiciones pocos días, 24h o menos. Las exposiciones agudas se reservan para

exposiciones que, aunque se puedan repetir con cierta periodicidad, duran pocas horas y no

tienen una gran continuidad en el tiempo. P.ej. la de un paseante o deportista al aire libre.

o Subcrónica: exposiciones que van desde los 30 días hasta un 10% de la vida humana (7 años

aprox.). Serían exposiciones continuadas pero que no se prolongan muchos años. P.ej. la de un

trabajador de la construcción.

o Crónica: exposiciones que se prolongan más de un 10% de la esperanza de vida humana.

Calcular las concentraciones de exposición introduciendo una pequeña modificación en la fórmula de

cálculo tradicional, introduciendo el término “Tiempo de exposición” para contemplar tiempos horarios

de 164


en lugar de diarios, y trabajar con tiempos promedios también expresados en horas en lugar de en

años.

donde:

EC: Concentración de exposición (µg/m3)

CA: Concentración del contaminante en aire (µg/m3)

ET: Tiempo de exposición (h/día)

EF: Frecuencia de exposición (días/año)

ED: Duración de exposición (años)

AT: Tiempo promedio. ED para no cancerígenos y duración de la vida (78 años) para cancerígenos,

expresados en horas (nº años * 365 días/año * 24 horas/día).

Esto es equivalente a emplear la fórmula tradicional (sin el término ET y expresando AT en días al

multiplicar los años correspondientes por 365), y reducir EF al número de días completos de 24 horas

que resultan en una exposición en horas equivalente al de ET y EF.

En caso de exposiciones agudas, y si se dispone de la correspondiente constante toxicológica aguda,

se puede emplear directamente la concentración determinada en el aire del punto de exposición, sin

necesidad de aplicar la fórmula.

Si la constante toxicológica no procede de IRIS y no se tiene constancia de que se hayan empleado

factores de seguridad para contemplar la exposición continua, y sobre todo cuando se haya derivado a

partir de una dosis de referencia, el término AT se adoptará igual a la duración de la jornada habitual

de cada receptor, es decir, de 24 h/dia para el receptor residencial y de 8 h/día para el receptor

industrial/comercial.

Esto equivale de emplear la fórmula tradicional, a reducir EF a días completos de 8h (la jornada

laboral) y no de 24h para el receptor trabajador.

de 164


Elegir la constante toxicológica aguda, subcrónica o crónica según corresponda.

El inconveniente es que en muchos casos sólo se dispone actualmente de la constante crónica.

Si no se dispone de la constante aguda, es mejor tratar la exposición como subcrónica y emplear la

constante también subcrónica, y en su defecto la constante crónica con carácter conservador.

Se procede al cálculo de los riesgos conforme al procedimiento habitual partiendo de la concentración

de exposición y la constante toxicológica.

5.3.4 Peso del cuerpo humano

Para el cálculo de la dosis, el valor de peso del cuerpo humano deberá ser el peso promedio durante el

periodo de exposición. Así por ejemplo, si la exposición ocurre solamente durante la infancia, deberá

emplearse el peso promedio de un niño/niña durante la infancia.

En algunos escenarios, la exposición ocurre a lo largo de toda la vida, con una mayor exposición durante

la infancia. En estos casos, el cálculo de la dosis deberá realizarse como la suma promediada en relación

al tiempo, de las dosis para los distintos grupos de edad. Cada una de estas dosis será calculada de

acuerdo a la tasa y peso específico para dicho grupo de edad.

Para aquellos escenarios donde las tasas de contacto frente al peso del cuerpo se mantengan más o

menos constantes, se utiliza por convenio un peso del cuerpo humano de 70 kg. Para el peso de la

población infantil y adolescente se usará un peso promedio de 15 y 35 kg respectivamente.

En el caso del peso del cuerpo se emplea el valor promedio y no el percentil 95 como ocurre al elegir las

tasas de contacto. Esto es así, porque se considera que de esta forma se garantiza el cálculo de la dosis

máxima razonable. La combinación de una tasa de contacto en el percentil 95 con un peso en el percentil

5 no se considera razonable, porque es poco probable que la persona más pequeña tenga la mayor tasa

de contacto. Tampoco se combina el percentil 95 de tasa de contacto con el percentil 95 de peso, porque

dicha combinación no representa la máxima exposición posible, ya que es posible que una persona de

menor peso tenga una tasa de contacto por unidad de masa mayor que una persona más gruesa.

de 164


5.3.5 Período de exposición promedio

Los análisis de riesgos asociados a la gestión de emplazamientos contaminados persiguen habitualmente

evaluar los efectos en el ser humano de una exposición a largo plazo a los contaminantes. Esta exposición

se conoce como “exposición crónica”, y requiere:

El empleo de datos toxicológicos crónicos.

La normalización de la dosis de acuerdo a un periodo de exposición crónico. Para compuestos no

cancerígenos, este periodo será igual a la duración de la exposición. Para compuestos cancerígenos, la

dosis se prorratea durante toda la vida (78 años según las últimas recomendaciones EPA).

El prorrateo de la exposición promedio para compuestos cancerígenos parte de la hipótesis de que estos

compuestos pueden generar efectos adversos a cualquier dosis. Esto es, que no existe una dosis umbral

por debajo de la cual no habría ningún efecto sobre el individuo expuesto.

Así, se asume que una exposición intensa durante un periodo corto de vida es equivalente a una

exposición leve durante toda la vida. Esta hipótesis no es siempre válida, en particular para determinados

compuestos cancerígenos en los que se observa una variación en el grado de afección en dosis altas o

bajas. En estos casos concretos puede ser necesario recurrir a un toxicólogo para establecer el periodo de

exposición promedio más idóneo.

Para los efectos cancerígenos, el periodo de exposición promedio es de 78 años, es decir, toda la vida, ya

que asume que los efectos cancerígenos se producen durante toda la vida, aun cuando la duración de la

exposición a los mismos sea menor.

Para efectos distintos a los cancerígenos, el periodo promedio de exposición es igual a la duración de la

exposición, ya que se asume que los efectos solamente se producen durante el periodo de tiempo que el

receptor está expuesto al contaminante.

6. ANÁLISIS TOXICOLÓGICO

Los objetivos del análisis toxicológico son:

de 164


Demostrar el potencial de cada compuesto para generar un efecto adverso sobre la salud humana.

Proporcionar una estimación sobre la relación entre la dosis de exposición y la probabilidad y

severidad del efecto adverso generado sobre el individuo.

Se trata de una etapa crítica en el proceso de análisis de riesgos, por lo que es fundamental que sus

resultados sean adecuadamente documentados y justificados.

6.1 FUENTES DE DATOS TOXICOLÓGICOS

En la actualidad existen diversas bases de datos toxicológicas de reconocido prestigio internacional. Estas

bases de datos recogen valores toxicológicos ya tratados, que pueden ser directamente utilizados en los

algoritmos del análisis de riesgos. Teniendo en cuenta que la toxicidad de muchos compuestos sigue en

proceso de estudio es importante que los datos toxicológicos se actualicen con frecuencia. Cabe destacar

por su relevancia las siguientes bases de datos:

TTaabbllaa 2222:: FFuueenntteess ddee vvaalloorreess ppaarraa llaass ccoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass

IRIS (USA) Integrated Risk Information System

Base de datos de la agencia norteamericana de medio ambiente (US EPA). Cuenta con datos verificados de RfD y SF así como información toxicológica actualizada de numerosos compuestos químicos. IRIS es la fuente prioritaria de la US EPA en la gestión de emplazamientos contaminados en el marco del programa Superfund.

PPRTV (USA) Provisional Peer Reviewed Toxicity Values for Superfund.

Los valores PPRTVs se han desarrollado específicamente para el programa Superfund de la EPA, pero no han sido objeto de la revisión y el consenso requeridos para ser incluidos en IRIS.

HEAST (USA) Health Effects Assessment Summary Tables. También se publican por USEPA, pero tienen un paso menos de comprobación que IRIS.

Las tablas HEAST recopilan información toxicológica actualizada incluyendo entre otros parámetros las RfD y los SF de numerosos compuestos químicos. Es importante destacar, que dicha información no está necesariamente verificada, por lo que HEAST deberá ser empleado si y solo si IRIS no dispone de datos para el compuesto evaluado.

Las tablas HEAST resumen la información de cinco fuentes toxicológicas: “Health Effects Assessments (HEAs)”, Health and Environmental Effects Documents (HEEDs)”, “Health and Environmental Effects Profiles (HEEPs)”, “Health Assessment Documents (HADs)” y los “Ambient Air Quality Criteria Documents (AAQCDs)”.

de 164


OMS La organización mundial de salud pública referencias toxicológicas para las vías de inhalación e ingestión.

CalEPA (California) La agencia de protección del medio ambiente del Estado de California mantiene una base de datos toxicológicos, revisada con frecuencia. Los valores se presentan en el mismo formato que los incluidos en IRIS o HEAST.

ATSDR La agencia para el control de las sustancias químicas de Estados Unidos presenta también valores toxicológicos para un gran número de sustancias.

TRRP (Texas) El estado de Texas, en el programa de reducción de riesgo (Texas Risk Reduction Programme) dispone de una amplia selección de valores toxicológicos

IARC La agencia internacional de la investigación del cáncer contiene información actualizada sobre el potencial cancerígeno de los compuestos.

CLEA (UK) El Reino Unido ha derivado para algunos contaminantes valores toxicológicos propios. Se denominan HCV (Health Criteria Value). Están disponibles en la página web de CLEA.

RIVM (Holanda) El ministerio de medio ambiente de Holanda derivó valores toxicológicos propios, empleados para establecer los niveles de intervención de suelos y aguas subterráneas. Se denominan MPR (Máximum Permissible Risk Levels).

IUCLID (Unión Europea)

Es una base de datos desarrollada en el marco del proyecto Reach. Recopila para cada contaminante datos de ensayos toxicológicos.

Estas bases de datos recogen valores toxicológicos ya tratados para ser directamente utilizados en los

algoritmos del análisis de riesgos. Es importante que el analista conozca los conceptos básicos asociados

con la derivación de estos valores, de modo que se garantice su correcta aplicación.

La información toxicológica de las sustancias químicas se obtiene a través de estudios epidemiológicos

(estudios en seres humanos) o toxicológicos (estudios en animales). Ambos tipos de estudios

proporcionan información útil en la determinación del riesgo de la exposición para el ser humano.

Los estudios epidemiológicos identifican la correlación entre una sustancia tóxica y un efecto observado

para una determinada población. Aunque dicha asociación puede ser evidente, la relación dosis-efecto

raramente puede llegar a definirse con estos estudios, debido al elevado número de factores no

controlados. Sin embargo, proporcionan evidencia directa de la afección para el ser humano.

de 164


Los estudios toxicológicos, por su parte, se desarrollan en ambientes controlados, donde se introduce una

cantidad específica de una sustancia tóxica en un organismo o en una muestra de tejido, célula, etc. (in

vitro) y se cuantifica el efecto que desencadena. Al controlar el resto de variables que afectan a la

respuesta del animal de ensayo (vía de exposición, duración de exposición y frecuencia de la exposición),

se puede establecer fácilmente la relación dosis-respuesta. No obstante, al ser ensayos en ambientes

controlados, distan de las condiciones normales de exposición y, al realizarse sobre animales es necesario

extrapolar los datos a los seres humanos.

La agencia ambiental americana EPA prioriza los valores toxicológicos a emplear según la siguiente

jerarquía:

IRIS.

PPRTV

Otros: incluyendo ATSDR, CalEPA, HEAST, ….

Estas fuentes se ofrecen conjuntamente y según esta jerarquía en la base de datos RAIS (Risk Assessment

Information System) dependiente de la Oficina de Gestión Ambiental del Departamento de la Energía

(DOE) estadounidense, y que se encuentra disponible y fácilmente descargable en una página web

específica.

Esta base de datos se considera prioritaria para llevar a cabo el análisis de riesgos pues incorpora los

valores de mayor prestigio y consenso (IRIS) a la vez que aporta valores aún no confirmables en IRIS pero

que están en estudio, de manera que se puedan contemplar, aún con incertidumbres, evaluaciones de

riesgos para determinados parámetros y vías de exposición que de otra forma se obviarían. Esta base de

datos debe complementarse con las otras fuentes citadas en aquellos casos en que RAIS no ofrezca

valores, o dichos valores tengan un mayor grado de incertidumbre (Cal EPA, HEAST, etc. fuentes del

tercer nivel de la jerarquía EPA) y existan valores de otras fuentes, por ejemplo europeas, que puedan

ofrecer valores con similares grados de confianza.

Las bibliotecas de datos toxicológicos de los softwares empleados en las evaluaciones de riesgos, deben

revisarse con objeto de adecuarlas al criterio recogido. Por otro lado, también deben revisarse con cierta

periodicidad las fuentes toxicológicas empleadas, tanto RAIS como las fuentes originarias de partida (IRIS,

PPRTV, ATSDR, TRRP, etc.), ya que con alguna frecuencia se renuevan las constantes toxicológicas de

algunos parámetros.

de 164


6.2 PARÁMETROS TOXICOLÓGICOS

En los análisis de riesgos se emplea frecuentemente como nivel de exposición aceptable, la dosis diaria

de un agente que se estima no causaría un efecto adverso sobre la salud del individuo expuesto.

En la siguiente tabla se resumen los parámetros toxicológicos utilizados en los análisis de riesgos, tal

como los proporcionan las bases de datos descritas con anterioridad.

TTaabbllaa 2233:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass aa eemmpplleeaarr

Parámetro Descripción Unidades

RfD Dosis diaria de referencia para una exposición por ingestión o adsorción dérmica de un compuesto tóxico no cancerígeno.

díakg

mg

peso

compuesto.

RfC Concentración de referencia para una exposición por inhalación de un compuesto tóxico no cancerígeno.

3

aire

compuesto

m

mg@ b24hr/día

SF

Factor de pendiente o límite superior de la probabilidad de respuesta por unidad de dosis administrada por ingestión o adsorción dérmica y a lo largo de la vida para un compuesto cancerígeno.

1

díakg

mg

peso

compuesto

URF

Factor de unidad de riesgo o límite superior de la probabilidad de respuesta por unidad de dosis administrada por inhalación y a lo largo de la vida, para un compuesto cancerígeno.

1

3

aire

compuesto

m

g

Como se comentó con anterioridad, para la vía oral y dérmica se trabaja con dosis de referencia (RfDo y

RfDd) para los efectos no cancerígenos y con factores de pendientes (SFo y SFd), que son la inversa de

una dosis, para los efectos cancerígenos.

Sin embargo para la vía inhalatoria estas dosis y su inversa, se expresan como concentración de

referencia (RfC) y como factor unitario de riesgo (URF) respectivamente, realizándose tradicionalmente la

conversión mediante la adopción de un peso corporal del receptor y una tasa de inhalación estándar, los

cuales son absorbidos por el valor de toxicidad:

La relación entre las RfD y las RfC y entre los SF y los URF se establece del siguiente modo:

de 164


dìa

m

kgm

mgRfC

díakg

mgRfD aire

pesoaire

compuesto

peso

compuesto3

320

70

1

díaLkg

mg

g

L

gURF

díakg

mgSF

agua

peso

compuesto

compuesto

agua

compuesto

peso

compuesto

2

170

1

10311

díamkg

mg

g

m

gURF

díakg

mgSF

aire

peso

compuesto

compuesto

aire

compuesto

peso

compuesto

3

31

3

1

20

170

1

10

Los datos toxicológicos para la ruta de exposición dérmica normalmente no se han establecido, sino que

han de estimarse por extrapolación ruta a ruta, desde la oral que está bien caracterizada.

EPA ha establecido en su documento “RAGS E: Supplemental guidance for dermal risk assessment”, el

cálculo de las constantes dermales a partir de las orales mediante las siguientes expresiones:

donde:

RfDd: Dosis de referencia dermal (mg/Kg-dia)

RfDo: Dosis de referencia oral (mg/Kg-dia)

ABSGI: Coeficiente de absorción gastrointestinal (adimensional)

SFd: Factor de pendiente dermal (mg/Kg-dia)-1

SFo: Factor de pendiente oral (mg/Kg-dia)-1

El factor de absorción gastrointestinal se puede encontrar en las mismas bases de datos que aportan las

constantes físico-químicas, y oscila entre 0 y 1. Para aquellos compuestos para los que este factor no está

calculado, se recomienda emplear un factor igual a 1.

6.2.1 Derivados del petróleo

de 164


Los productos que se derivan del petróleo son mezclas complejas que contienen un número elevado de

hidrocarburos. La evaluación toxicológica de estas mezclas reviste complejidad, ya que cada compuesto

individual posee sus propias características toxicológicas y medioambientales, no existiendo sin embargo

dicha información para todos los compuestos. Además, una vez que se produce un derrame en el medio

ambiente, estos productos pueden sufrir cambios en la composición como resultado de procesos físicos,

químicos y biológicos.

Para estimar los riesgos potenciales que los hidrocarburos pueden provocar en la salud humana se han

desarrollado diversas aproximaciones. Entre las de mayor difusión:

Para los riesgos cancerígenos se debe realizar una evaluación individual del parámetro con sus

constantes toxicológicas propias. En caso de que se sepa o se sospeche el carácter carcinogénico de

algún compuesto pero no su constante, se suelen utilizar indicadores, compuestos para los que sí se

conoce esa constante y que poseen estructuras químicas y propiedades muy similares, por ejemplo el

benzo(a)pireno para los Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (PAHs) de medio y alto peso molecular.

El riesgo no cancerígeno se calcula de acuerdo con una serie de fracciones de hidrocarburos, donde

uno o varios compuestos subrogan, esto es, representan la toxicidad de toda la fracción. No obstante

también pueden existir compuestos específicos que sobresalen de la toxicidad media del grupo y que

deberán ser analizados de forma individual.

Los hidrocarburos pueden dividirse en grupos o fracciones de acuerdo a sus características de

transporte y toxicidad. El Departamento de Protección Ambiental de Massachussets (MaDEP) en 1994

y el Grupo de criterios de trabajo en TPH (TPHCWG) en 1997, realizaron los estudios básicos iniciales

para sostener esta división. MaDEP identificó 6 rangos de cadenas de carbono y el TPHCWG estableció

13, basadas en un índice de carbonos equivalentes. Posteriormente el Instituto Americano del Petróleo

(API) definió 14 y la Agencia ambiental británica (UK-EA) 16, aunque la metodología que goza de

mayor aceptación e implantación ha sido la del TPHCWG. Todas ellas distinguen entre el

comportamiento de cadenas aromáticas y alifáticas y desarrollan los estudios para asignar a cada

fracción los datos de toxicidad.

Las investigaciones de campo deben proporcionar datos adecuados para poder realizar las evaluaciones

de riesgos de estas cadenas de forma segregada y conforme a la metodología empleada (preferentemente

TPHCWG). Algunas determinaciones analíticas que no discriminan todas las fracciones, desde las

cadenas más ligeras y volátiles a las más pesadas, o que no diferencian entre fracciones alifáticas y

de 164


aromáticas, como por ejemplo Orgánicos Rango Gasolina (GRO) y Rango Diesel (DRO), aceites minerales

por IR, etc. no son adecuadas a tal efecto. Los métodos que emplean técnicas de separación de

componentes aromáticos y alifáticos, y utilizan cromatografía de gases para poder discriminar fracciones

en todo el rango resultan los adecuados.

No obstante, dentro de este grupo existen diferentes métodos analíticos posibles, diferenciándose por

ejemplo por el tipo de pretratamiento aplicado a la muestra (limpieza o “clean-up”), existiendo pequeñas

diferencias en cuanto a la inclusión o no de determinados tipos de compuestos en algunas de las

fracciones, p. ej. PAHs, MTBE, etc. Se debe tener claro este tipo de aspectos para tomar decisiones

correctas durante la evaluación de riesgos.

La base de datos IRIS no posee actualmente constantes toxicológicas para cadenas de hidrocarburos, por

lo que tradicionalmente se han empleado en estas evaluaciones otras fuentes toxicológicas alternativas,

incluyendo la propia publicación del TPHCGW. La EPA no obstante sí que ha incorporado en 2009 valores

EPA provisionales (PPRTV), que según la jerarquía de fuentes recomendada con anterioridad debe

prevalecer.

En la siguiente tabla se ofrece un resumen de las constantes sistémicas y cancerígenas ofrecidas

actualmente por las principales fuentes consultadas. La agrupación de fracciones se ha realizado

siguiendo criterios de toxicidad, distinguiendo entre cadenas ligeras, medias y pesadas, tanto para

alifáticos como aromáticos. En el análisis de riesgos será preciso dividir internamente estas agrupaciones

en un mayor número de fracciones, de acuerdo a sus diferentes características físico-químicas y de

movilidad.

Entre las distintas fuentes existen aparentes diferencias en los intervalos toxicológicos adoptados para los

compuestos aromáticos, entre otros aspectos porque en algunos casos se sigue realmente una división

por números de carbonos reales en lugar de por equivalentes de carbono como teóricamente se indica

(p.ej. TPHCGW), ofreciéndose aquí la correspondencia más aproximada, tomando como base la

clasificación de EPA PPRTV, que contempla tanto el número de carbonos reales como el número de

carbonos equivalentes.

El número equivalente de carbonos es un índice que se usa para realizar una clasificación gradual de los

hidrocarburos en base a sus características físico-químicas. Se calcula en función del tiempo de retención

del compuesto en una columna de cromatografía de gases para la determinación del punto de ebullición,

normalizado respecto al de n-alcanos. Representa el número de átomos de carbono que un n-alcano

imaginario debería tener para presentar un punto de ebullición exactamente igual al del compuesto en

cuestión. Este índice presenta una correlación lineal con algunas de las propiedades físico-químicas de los

hidrocarburos, y de ahí su utilidad y empleo en la clasificación de hidrocarburos en fracciones, aunque en

lo que respecta a las propiedades toxicológicas, la división de los TPH se realiza como se ha indicado

anteriormente en intervalos más groseros sin cambios graduales.

El número equivalente de carbonos se diferencia del real cuanto mayor sea el número de carbonos de los

compuestos, y en mayor medida para los aromáticos que para los alifáticos.

de 164


TTaabbllaa 2244:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass ddiissppoonniibblleess sseeggúúnn ddiivveerrssaass ffuueenntteess ppaarraa TTPPHHss

RfDo (mg/Kg-dia)

RfC (mg/m3)

SFo (mg/kg-dia) -1

URF (µg/m3) -1

Fracciones

nºC Fracciones

nº EC

EPA PPRTV 2009

TRRP 2014

TPHCWG 1997

RIVM 2001

EPA PPRTV 2009

TRRP 2014

TPHCWG 1997

RIVM 2001

EPA PPRTV 2009

EPA PPRTV 2009

Alifáticos

C5-C8 EC5-EC8 0,06 7 0,06 7 5.0/0,06/2.0

6 5,0 0,6/0,7 8

0,67/18 2

18,4 18,4 - 1,9E-07 9

C9-C18 EC>8-EC16 0,01 10 0,1 0,1 0,1 0,1 10 0,5 1,0 1,0 - 4,5E-06

C19-C32 EC>16-EC35 3,0 2,0/1,61 2,0 2.0 - - - - - -

Aromáticos

C6-C8 EC6-EC<9 Individual 0,1 0,2 0,2 Individual 1,9 0,4 0,4 Individual Individual

C9-C16 EC9-EC<22 0,004/0,03 3 0,04 0,04 0,04 0,003/0,1 4 0,2 0,2 0,2 - -

C17-C32 EC22-EC35 0,04 5 0,03 0,03 0,03 - - - - Individual -

En negrita valores a adoptar por defecto

C: fracciones según número real de carbonos de los compuestos

EC: fracciones según el número equivalente de carbonos

PPRTV: EPA Provisional Peer Reviewed Toxicity Values incluidos en RAIS

TRRP: Texas Risk Reduction Program – Texas Commission on Environmental Quality (TCEQ)

TPHCWG: Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group

RIVM: RIVM report 711701025 Re-evaluation of human-toxicological maximum permissible risk levels – Instituto de Salud Pública y Medio Ambiente holandés

(RIVM)

de 164


1. Valor de 1,6 mg/kg-dia para derrames de aceite mineral y de 2,0 mg/kg-dia para el resto 2. Valor de 0,67 adoptado del hexano como subrogante cuando se presume >53% de n-hexano en la

fracción, y 18 mg/m3 que es el valor que adjudica TPHCWG para hexano comercial en el resto de

casos. 3. Valor adoptado del 2-metilnaftaleno como subrogante si no se cuantifican por separado naftalenos y

trimetilbencenos. En caso contrario se adopta valor menos conservador procedente de la nafta de alto

punto de inflamación. 4. Valor adoptado del naftaleno como subrogante si no se cuantifican por separado naftaleno y

trimetilbencenos. En caso contrario se adopta valor menos conservador procedente de la nafta de alto

punto de inflamación. 5. Valor adoptado del fluoranteno como subrogante 6. Valor de 5,0 mg/kg-dia en condiciones normales con <53% Hexano (hexano comercial). En derrames

de hexano altamente concentrado se emplea 0,06 mg/kg-dia para el contenido de hexano y 2,0 para el

resto. 7. Valores adoptados del derivado por HEAST (1997) para hexano, en ausencia de valor correspondiente

para hexano comercial (mezcla de n-hexano y otros compuestos del grupo). Existe valor PPRTV sub-

crónico de 0,3 mg/Kg-dia. 8. Valor adoptado del derivado por PPRTV para hexano comercial cuando el hexano sea <53% de su

fracción, y en caso contrario se adoptaría el valor del hexano (0,7 mg/m3). 9. Valor adoptado del hexano comercial como subrogante 10. Valores adoptados en base a estudios sobre mezclas y solventes alifáticos correspondientes a este

intervalo de carbonos, con un contenido en aromáticos inferior al 1%. 11. Valor adoptado de benzo(a)pireno como subrogante.

Como se ha apuntado, desde el punto de vista de su comportamiento físico-químico, cabe realizar una

mayor división de estas fracciones en base a su número de equivalentes de carbono.

Los métodos analíticos de fraccionamiento empleados en las muestras de la investigación, en cuanto a la

amplitud de los intervalos y las unidades en que vienen expresados (carbonos reales o equivalentes),

deben guardar una congruencia con los intervalos de toxicidad que se vayan posteriormente a adoptar en

el análisis de riesgos. Por regla general se emplea con ligeras adaptaciones la clasificación del TPHCWG,

esta vez sí expresada en su totalidad en números equivalentes de carbono.

A cada fracción analítica se le deben asociar las constantes toxicológicas del grupo correspondiente en el

que se incluyen. Se establece en las siguientes tablas la equivalencia de algunos de los sistemas de

clasificación más habitualmente empleados por los laboratorios y la clasificación toxicológica de EPA

PPRTV que debe emplearse por defecto.

de 164


TTaabbllaa 2255:: EEqquuiivvaalleenncciiaa ffrraacccciioonneess aannaallííttiiccaass yy ttooxxiiccoollóóggiiccaass ddee EEPPAA PPPPRRTTVV ppaarraa TTPPHHss

6.2.1.1 Fracción alifática ligera (C5-C8, EC5-EC8)

Para las cadenas alifáticas ligeras los diferentes valores existentes entre las diferentes fuentes obedecen a

la consideración de los valores del hexano, del heptano, o del hexano comercial (un mezcla de < 53% de

n-hexano con otros compuestos del grupo), en orden de valores más a menos conservadores, y a la

consideración de una RfC para el hexano comercial más elevada que a la que ahora deriva EPA con sus

valores PPRTV.

EPA PPRTV recomienda para esta fracción el uso de la RfC determinada en sus estudios para el hexano

comercial (0,6 mg/Kg) cuando la proporción de hexano en la fracción sea inferior al 53%, y en caso

contrario la RfC de IRIS para hexano (0,7 mg/Kg), que son en todo caso valores muy similares.

En el caso de la constante oral, no existen estudios consistentes para hexano comercial, por lo que se

debe acudir a valores para hexano. Existe una constante PPRTV subcrónica para hexano, pero para una

exposición crónica el valor recomendable y que aparece en la base de datos RAIS es la RfDo de HEAST

(0,06 mg/Kg).

Tipo fracción

Fracción analítica 1

Fracción toxicológica

EPA PPRTV

Fracción analítica2

Fracción toxicológica

EPA PPRTV

Alifáticos

>EC5-EC6 C5-C8

EC5-EC8

>EC5-EC6 C5-C8

EC5-EC8 >EC6-EC8 >EC6-EC8

>EC8-EC10 C9-C18

EC>8-EC16

>EC8-EC10 C9-C18

EC>8-EC16 >EC10-EC12 >EC10-EC12

>EC12-EC16 >EC12-EC16

>EC16-EC21 C19-C32

EC>16-EC35

>EC16-EC21 C19-C32

EC>16-EC35 >EC21-EC35 >EC21-EC35

Aromáticos

>EC5-EC7 Evaluación individual

Benceno C6 / EC6,5

EC6-EC8

Evaluación individual

Benceno C6 / EC6,5

Tolueno C7/ EC7,58 >EC7-EC8 Evaluación individual

Tolueno C7/ EC7,58

>EC8-EC10

C9-C16

EC9-EC<22

>EC8-EC10

C9-C16

EC9-EC<22

>EC10-EC12 >EC10-EC12

>EC12-EC16 >EC12-EC16

>EC16-EC21 >EC16-EC21

>EC21-EC35 C17-C32

>EC22-EC35

>EC21-EC35

C17-C32

>EC22-EC35

de 164


EPA PPRTV considera que la RfC para hexano de TPHCGW, y por consiguiente la correspondiente RfDo,

derivada de la primera por extrapolación ruta a ruta, están establecidas por métodos inconsistentes con la

práctica actual de la U.S. EPA.

Incorpora asimismo una constante cancerígena inhalatoria provisional (1,9E-07 (µg/m3)-1) derivada para el

hexano comercial, que hasta ahora no había sido contemplada por ninguna otra fuente.

6.2.1.2 Fracción aromática ligera (C6-C8, EC6-EC<9)

Para las cadenas aromáticas ligeras, EPA PPRTV, basándose en MADEP, recomienda la cuantificación de

los riegos separadamente para cada uno de los compuestos que componen el grupo: benceno, tolueno,

etilbenceno, xilenos y en menor medida estireno, ya que existen constantes toxicológicas sistémicas y

cancerígenas bien definidas en IRIS para estos compuestos.

TTaabbllaa 2266:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass aa eemmpplleeaarr ppaarraa BBTTEEXX ((TTPPHH AArroommááttiiccooss EECC66--EECC<<99))

C / EC RfDo

(mg/Kg-dia)

RfC

(mg/m3)

SFo

(mg/kg-dia) -1

URF

(µg/m3) -1

Benceno C6 / EC6,5 0,004 0,03 0,055 7,8E-06

Tolueno C7 / EC7,58 0,08 5,0 - -

Etilbenceno C8 / EC8,5 0,1 1,0 0,011 1 2,5E-06 1

Xilenos C8 / EC8,61-8,81 0,2 0,1 - -

Estireno C8 / EC8,83 0,2 1,0 - -

1 Todas las constantes proceden de IRIS salvo las dos señaladas que proceden de Cal EPA.

Las concentraciones determinadas en los ensayos individuales de benceno y tolueno deberían ser

congruentes con las obtenidas para las fracciones analíticas aromáticas >EC5-EC7 y >EC7-EC8

respectivamente. Estos resultados no deberían mostrar diferencias significativas más allá de las

achacables a las incertidumbres analíticas de los métodos empleados. Sin embargo, si llegaran a

producirse a mayores niveles, por ejemplo por una falta de homogeneidad entre los recipientes de la

muestra debido a la inmiscibilidad de estas sustancias, se aplicarán en la evaluación de riesgos de estos

compuestos las concentraciones más conservadoras. Sobre dichas concentraciones, sean individuales o

por fracciones, se cuantificarán los correspondientes riesgos cancerígenos del benceno.

Los valores de etilbenceno, xilenos y estireno, podrán por otro lado sustraerse de la concentración

obtenida para la fracción analítica >EC8-C10, con objeto de no cuantificar doblemente sus riesgos,

siempre y cuando las concentraciones sean congruentes, es decir, que la concentración de la fracción sea

netamente superior a la suma de estos compuestos. Los riegos cancerígenos del etilbenceno serán en

todo caso incorporados a la evaluación de riesgos.

de 164


6.2.1.3 Fracción alifática media (C9-C18, EC>8-EC16)

Para la fracción alifática media, EPA ha derivado valores PPRTV más conservadores en base a estudios

sobre compuestos mezclas (más representativo que sobre compuestos individuales), por lo que serán

estos los valores a considerar (RfDo de 0,01 mg/kg y RfC de 0,1 mg/m3), incluyendo constante

cancerígena provisional por inhalación (4,5E-06 (µg/m3)-1).

6.2.1.4 Fracción aromática media (C9-C16, EC9-EC<22)

Para la fracción aromática media, EPA también deriva valores PPRTV más conservadores en base a

estudios sobre un compuesto mezcla de nafta con alto punto de inflamación, que si bien su composición

se encuentra en el intervalo bajo de la fracción, resulta representativa del conjunto en comparación con

las constantes toxicológicas derivadas a nivel individual.

Sobresalen de estos valores ciertos compuestos individuales, sobre todo naftalenos y derivados del

benceno, que EPA recomienda analizar y evaluar separadamente del resto, o en caso contrario, se

adoptarían de forma conservadora las constantes toxicológicas de algunos de estos compuestos para todo

el grupo.

Los compuestos que se citan en el perfil toxicológico de TPH de EPA PPRTV, junto con sus constantes

toxicológicas no cancerígenas, son los de la siguiente tabla, en la que las constantes de los

trimetilbencenos se han actualizado en base a documento toxicológico recientemente aprobado por EPA

IRIS.

TTaabbllaa 2277:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass nnoo ccaanncceerrííggeennaass ccrrííttiiccaass ppaarraa TTPPHHss AArroommááttiiccooss EECC99--EECC<<2222

RfDo

(mg/Kg-dia)

RfC

(mg/m3)

Naftaleno 2,0E-02 3,0E-03

1-Metilnaftaleno 7,0E-03 -

2- Metilnaftaleno 4,0E-03 -

1,2,3-Trimetilbenceno 1,0E-02 6,0E-02



Isopropilbenceno 4,0E-01 9,0E-03

Nafta de alto PI

(valor subrogante) 3,0E-02 1,0E-01

de 164


El naftaleno forzosamente se ha de cuantificar de forma segregada, pues CalEPA ha derivado una

constante carcinógena por inhalación, que ha de contemplarse aparte con criterio conservador.

TTaabbllaa 2288:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass ccaanncceerrííggeennaass ppaarraa NNaaffttaalleennoo

Sfo

(mg/Kg-dia)

URF

(µg/m3) -1

Naftaleno - 3,4E-05

Pero no sólo se ha de cuantificar el naftaleno, sino también los otros compuestos citados, pues todos

poseen RfC de uno o dos órdenes de magnitud inferiores a la de la nafta de alto punto de inflamación.

Si se analizaran y evaluaran de forma segregada estos compuestos, sus masas podrán ser sustraídas de

la concentración de la fracción que se evalúa conjuntamente, empleando en ese caso las constantes

toxicológicas de la nafta de alto punto de inflamación (RfDo de 0,03 mg/Kg y RfC de 0,1 mg/m3).

Si no se analizan el conjunto de esos compuestos de manera individual, se emplearán como constantes

toxicológicas de la fracción la RfDo del 2-Metilnaftlaeno (0,004 mg/Kg) y la RfC del naftaleno (0,003

mg/m3), aun cuando este último compuesto se haya evaluado aparte.

En este grupo se incluyen asimismo algunos otros PAHs, aparte del naftaleno, de bajo peso molecular,

con constantes sistémicas algo menos restrictivas que las establecidas para la nafta de alto punto de

inflamación, o en ocasiones sin constante sistémica derivada, y sin evidencias de carcinogeneidad.

Estos compuestos son:

Acenaftileno

Acenafteno

Fluoreno

Fenantreno

Antraceno

Pireno

Estos PAHs, dependiendo del método analítico empleado, se pueden cuantificar conjuntamente con la

fracción aromática media (EC9-EC<22), y por tanto no sería necesario evaluar sus riesgos no

cancerígenos adicionalmente de forma individual. No obstante, si en el futuro se publicaran constantes no

cancerígenas más restrictivas o cambiara su valoración carcinogénica

6.2.1.5 Fracción alifática pesada (C19-C32, EC>16-EC35)

de 164


Para la fracción alifática pesada (EC>16-EC35), el valor de RfDo de EPA PPRTV (3,0 mg/Kg) no es el más

conservador, aunque la diferencia es pequeña, y por seguir un criterio homogéneo se adoptará

igualmente.

Este valor se ha establecido en base a diversos aceites minerales, aunque parece no corresponden a

aceites lubricantes, p,ej, de automoción. En casos en que la contaminación proceda de aceites

lubricantes, se adoptará con criterio conservador para la fracción alifática pesada el valor RfDo de 1,6

mg/Kg-dia que emplea TRRP.

6.2.1.6 Fracción aromática pesada (C17-C32, EC22-EC35)

Para la fracción aromática pesada, el valor de RfDo de EPA PPRTV (0,04 mg/Kg) no es igualmente el más

conservador, aunque la diferencia es en este caso aún menor, siendo muy similar al empleado por las

otras fuentes. Está basado en la RfDo IRIS del fluoranteno.

Aparte del fluoranteno y del benzo(g,h,i)perileno, se incluyen en este grupo un conjunto de PAHs (cPAHs)

de medio y alto peso molecular, que están clasificados como carcinógenos (grupo B2), pero para los que

en la actualidad no se dispone de constantes toxicológicas cancerígenas orales a excepción de uno de

ellos, el benzo(a)pireno, el cual se toma como parámetro indicador del grupo, y en base a él, se asignan

valores de Sfo al resto de cPAHs en función de su factor de toxicidad equivalente (TEF), o también

llamado de forma más genérica factore de potencia relativa (RPF), que es el potencial carcinogénico de

dicho PAH respecto al del benzo(a)pireno.

La base de datos RAIS proporciona los valores de Sfo de estos PAHs más sus constantes toxicológicas

inhalatorias cancerígenas derivadas de Cal EPA. También incluye constantes cancerígenas (oral e

inhalatoria) procedentes de CalEPA para otro PAH de la fracción que inicialmente no se clasifica como

cPAH (el benzo(j)fluoranteno).

Los valores que actualmente refleja RAIS para estos compuestos son los siguientes.

TTaabbllaa 2299:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass ccaanncceerrííggeennaass ppaarraa ccPPAAHHss ((EECC2222--EECC3355))

Sfo

(mg/Kg-dia)-1

URF

(µg/m3) -1

Benzo(a)antraceno 0,73 1,1E-04

Criseno 0,0073 1,1E-05

Benzo(b)fluoranteno 0,73 1,1E-04

de 164


Sfo

(mg/Kg-dia)-1

URF

(µg/m3) -1

Benzo(k)fluoranteno 0,073 1,1E-04

Benzo(j)fluoranteno 1,2 1,1E-04

Benzo(a)pireno 7,3 1,1E-03

Dibenzo(a,h)antraceno 7,3 1,2E-03

Indeno(1,2,3-cd)pireno 0,73 1,1E-04

No obstante, EPA IRIS está preparando una revisión (existen borradores en información pública y análisis

posterior) de las constantes toxicológicas de benzo(a)pireno y de los factores de potencia relativa (RPFs)

del conjunto de los PAHs cancerígenos respecto a benzo(a)pireno, incluyendo ahora dentro de este grupo

a fluoranteno, benzo(g,h,i)perileno y benzo(j)fluoranteno, por lo que todas estas constantes toxicológicas

deberán ser revisadas en próximas fechas.

Estos compuestos poseen por tanto cada uno de ellos sus constantes carcinógenas, y deben ser

evaluados segregadamente del resto en lo que a los efectos cancerígenos se refiere.

Actualmente sólo se dispone de constante toxicológica sistémica oral para el fluoranteno, en el que está

basada la constante de la fracción, por lo que los efectos no cancerígenos de los cPAHs deben ser

evaluados junto con la evaluación del conjunto de la fracción aromática EC22-EC35. No obstante, el

documento toxicológico IRIS en revisión para el benzo(a)pireno, indica unas constantes no cancerígenas

(incluyendo una RfC inhalatoria que no está contemplada para la fracción) varios órdenes de magnitud

más conservadoras que las del fluoranteno, por lo que resulta prudente tenerlas en cuenta de forma

segregada, aún cuando se trate de valores provisionales no publicados oficialmente, que deberán ser

confirmados o modificados cuando sean aprobados.

TTaabbllaa 3300:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass nnoo ccaanncceerrííggeennaass pprroovviissiioonnaalleess ppaarraa bbeennzzoo((aa))ppiirreennoo

RfDo

(mg/Kg-dia)

RfC

(mg/m3)

Benzo(a)pireno 3,0E-04 2,0E-06

6.2.1.7 Fracciones muy pesadas (EC>35-EC44 y EC>44)

de 164


Las fracciones identificadas hasta el momento son las tradicionalmente estudiadas en emplazamientos

donde se manipulan hidrocarburos refinados (gasolinas, gasóleos, fuel, aceites minerales, etc.)

Algunos emplazamientos contaminados con crudo de petróleo sin refinar pueden contener además de

estas fracciones, hasta un 50-60% de fracciones más pesadas (EC>35). Otros hidrocarburos obtenidos

como residuo del proceso de destilación fraccionada empleado para la obtención de los productos

refinados, o incluso los hidrocarburos destilados más pesados pueden igualmente contener una

proporción más o menos importante de estos hidrocarburos más pesados (betunes, fueloil pesados

empleados en embarcaciones, etc.).

En presencia de este tipo de productos más pesados, el análisis de riesgos debe contemplar también las

fracciones más pesadas, aun cuando la información disponible sobre las características de estas

fracciones sea más limitada.

A falta de información más actualizada según la jerarquía de fuentes toxicológicas establecida, el

documento “Risk-Based Decision-Making for Assessing Petroleum Impacts at Exploration and Production

Sites” (PERF-US.DOE), que luego es tomado como base para un documento API de temática muy similar,

propone las constantes físico-químicas y toxicológicas para la estimación de riesgos causados por estas

fracciones más pesadas.

TTaabbllaa 3311:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass ppaarraa ffrraacccciioonneess ddee TTPPHHss mmuuyy ppeessaaddaass ((EECC3355--EECC>>4444))

RfDo

(mg/Kg-dia)

RfDd

(mg/Kg-dia)

RfC

(mg/m3)

Alifáticos EC>35-EC44 20 - -

Aromáticos EC>35-EC44 0,04 - -

Alifáticos+Aromáticos EC>44 0,04 / 0,08 0,8 -

Para los compuestos alifáticos EC>35-EC44 este documento deriva una RfDo oral de 20 mg/Kg-dia a

partir de estudios toxicológicos con ceras y aceites minerales de alto peso molecular.

Para los compuestos aromáticos EC>35-EC44 no se dispone de semejantes estudios, y PERF-U.S.DOE

propone el mismo criterio conservador que en su día empleó TPHCWG, que ante la ausencia de RfDo

para el intervalo de aromáticos pesados C>16-C35, empleó de manera conservadora la RfDo del pireno,

PAH con un peso molecular inmediatamente por debajo de dicho intervalo.

de 164


En la actualidad EPA PPRTV sí que ha caracterizado toxicológicamente el intervalo aromático C17-C32

(EC>22-EC35), por lo que aplicando el mismo criterio que TPHCWG y que PERF-U.S. DOE, se adoptaría

en este caso la RfDo de dicho intervalo EC>22-EC35 (0,04 mg/Kg-dia) al siguiente intervalo de mayor

peso molecular EC>35-EC44.

Para la fracción EC>44, PERF-U.S.DOE dispone de estudios toxicológicos dermales con residuos de la

destilación a vacío, incluyendo tanto fracciones alifáticas como aromáticas, proponiendo una RfD dermal

de 0,8 mg/Kg-dia, y por extrapolación ruta a ruta, una RfD oral de 0,08 mg/Kg-dia. No obstante, al no ser

la extrapolación ruta a ruta recomendable según las últimas publicaciones de EPA, se propone con criterio

conservador la adopción alternativa de la RfDo del pireno, en nuestro caso sería la misma que para el

intervalo EC>35-EC44. Se podrían valorar ambas en el análisis de incertidumbres.

6.2.1.8 Aditivos frecuentes de los hidrocarburos del petróleo refinados

Otros compuestos que habitualmente han de considerarse en el análisis de riesgos por hidrocarburos,

concretamente en los emplazamientos donde se haya manipulado gasolina, son los aditivos oxigenados

MTBE y ETBE, tanto sus efectos no cancerígenos como cancerígenos, por el carácter cancerígeno del

MTBE y por poseer unas características físico-químicas (solubilidad en agua y baja tasa de degradación)

que facilitan su aparición a grandes distancias de la fuente. Las constantes toxicológicas actualmente

vigentes para estos parámetros se muestran a continuación:

TTaabbllaa 3322:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass aa eemmpplleeaarr ppaarraa MMTTBBEE yy EETTBBEE

RfDo

(mg/Kg-dia)

RfC

(mg/m3)

Sfo

(mg/Kg-dia)-1

URF

(µg/m3) -1

MTBE (C5H12O) 0,011 3,0 2 1,8E-03 3 2,6E-07 3

ETBE (C6H14O) 0,5 1 9,0 1 9,0E-04 1 8,0E-08 1

1 Valor IRIS en fase de información pública 2 Valor IRIS 3 Valor CalEPA

Por otro lado, si se conoce la existencia de otros aditivos en proporciones no despreciables en los

combustibles empleados en un emplazamiento, deben ser tenidas en cuenta en el análisis de riesgos con

sus correspondientes constantes toxicológicas si se dispone de ellas.

6.2.1.9 Fraccionamiento vs resultados globales de TPH

de 164


Al igual que ocurría con las concentraciones de benceno y tolueno y de las fracciones aromáticas ligeras,

los valores de TPH volátil+extraíble totales no deberían diferir del sumatorio de las concentraciones

obtenidas por fracciones alifáticas-aromáticas, más allá de las incertidumbres analíticas. No obstante si lo

hicieran, se adoptará el valor de concentración más conservador, aunque éste sea el de TPH totales, en

cuyo caso se calcularían las concentraciones de cada fracción partiendo de este resultado total y

aplicando la misma proporción de fracciones obtenida en el ensayo de escisión alifáticos/aromáticos.

6.2.2 Metales y metaloides

Las constantes toxicológicas a emplear en las evaluaciones de riesgos de metales y metaloides son por

defecto las que figuran en la siguiente tabla, y que han servido de base para el establecimiento de los

Niveles Genéricos de Referencia para estos compuestos en Andalucía.

Las constantes dérmicas no cancerígenas, ante la ausencia de datos oficiales, se establecieron por

extrapolación ruta-ruta de acuerdo al procedimiento EPA referido con anterioridad en anteriores apartados

del documento.

Para algunas de las constantes inhalatorias no cancerígenas (Cu, CrIII, Sn, Pb, Tl, Zn) tampoco se

disponían de factores toxicológicos establecidos, y aunque en principio no es un método muy ortodoxo, ya

que el mecanismo de acción por una y otra vía pueden ser diferentes, se optó con criterio conservador

establecer dosis de referencia inhalatorias provisionales basadas en la extrapolación directa a partir de las

dosis de referencia orales, convertidas posteriormente a concentraciones de referencia asumiendo un

peso corporal medio de 70Kg y una tasa respiratoria conservadora de 20 m3/día.

Los riesgos determinados para estos compuestos y por estas vías deben considerarse con las debidas

reservas, haciendo mención a ello en el apartado de evaluación de incertidumbres.

Por otro lado, para algunas de las constantes (orales o inhalatorias) para Sb, As, Co y Pb, existen

constantes toxicológicas que difieren significativamente según las fuentes de partida, siendo por lo general

en estos casos los valores recogidos provisionales en todas ellas. En el establecimiento de NGRs se

adoptaron las que se consideraron en aquel momento con mayor grado de confianza, y serán las

empleadas en las evaluaciones de riesgo, aunque en el apartado de evaluación de incertidumbres se

tendrá en cuenta la variación de los riesgos que induciría la elección de los otros valores disponibles.

En cualquier caso, se revisarán periódicamente las fuentes disponibles con objeto de actualizar las

referencias toxicológicas disponibles, especialmente en aquellos casos en que su grado de confianza es

menor de acuerdo a las consideraciones antes expuestas.

En el caso del Cr y el Hg se indican constantes toxicológicas diferenciadas para las especies más y menos

tóxicas.

En caso de no disponer de resultados de especiación, y salvo que se demuestre mediante modelización

geoquímica la imposibilidad de encontrar determinadas especies en el emplazamiento en base a sus

de 164


características físico-químicas, se adoptarán los valores correspondientes a las especies más tóxicas,

pudiendo contemplar en el análisis de incertidumbres el caso contrario.

de 164


TTaabbllaa 3333:: CCoonnssttaanntteess ttooxxiiccoollóóggiiccaass aa eemmpplleeaarr ppaarraa mmeettaalleess yy eelleemmeennttooss ttrraazzaa iinnoorrggáánniiccooss

Elemento RfDo

Fuente RfDd

Fuente RfC

Fuente Sfo

Fuente Sfd

Fuente URF

Fuente (mg/kg-dia) (mg/kg-dia) (mg/m3) (mg/kg-dia) -1 (mg/kg-dia) -1 (µg/m3) -1

Sb 6,00E-03 OMS 1 9,00E-04 Ruta-ruta 2,10E-04 IRIS As 3,00E-04 IRIS 3,00E-04 Ruta-ruta 1,00E-03 2 RIVM 1,50E+00 IRIS 1,50E+00 Ruta-ruta 4,30E-03 IRIS Ba 2,00E-01 IRIS 1,40E-02 Ruta-ruta 5,00E-04 IRIS Be 2,00E-03 IRIS 1,40E-05 Ruta-ruta 2,00E-05 IRIS 2,40E-03 IRIS Cd 1,00E-03 IRIS 2,50E-05 Ruta-ruta 1,00E-05 ATSDR 1,80E-03 IRIS Co 3,00E-04 PPRTV 3,00E-04 Ruta-ruta 6,00E-06 3 PPRTV 9,00E-03 PPRTV Cu 4,00E-02 HEAST 4,00E-02 Ruta-ruta 1,40E-01 Ruta-ruta Cr III 1,50E+00 IRIS 2,00E-02 Ruta-ruta 5,25E+00 Ruta-ruta Cr VI 3,00E-03 IRIS 7,50E-05 Ruta-ruta 1,00E-04 IRIS 5,00E-01 NJEPA 2,00E+01 Ruta-ruta 8,40E-02 4 RAIS Sn 6,00E-01 HEAST 6,00E-01 Ruta-ruta 2,10E+00 Ruta-ruta Hg0 1,60E-04 CalEPA 1,60E-04 Ruta-ruta 3,00E-04 IRIS Hg inorg 3,00E-04 IRIS 2,10E-05 Ruta-ruta 3,00E-05 ATSDR Mo 5,00E-03 IRIS 5,00E-03 Ruta-ruta 4,20E-02 RIVM Ni 2,00E-02 IRIS 8,00E-04 Ruta-ruta 9,00E-05 ATSDR 2,40E-04 5 IRIS Pb 3,50E-03 OMS-RIVM 3,50E-03 Ruta-ruta 1,20E-02 Ruta-ruta 8 8 Se 5,00E-03 IRIS 5,00E-03 Ruta-ruta 2,00E-02 CalEPA Tl 3,00E-06 5 IRIS 3,00E-06 Ruta-ruta 1,10E-05 Ruta-ruta V 5,04E-03 RAIS 6 5,00E-03 Ruta-ruta 3,90E-06 7 PPRTV Zn 3,00E-01 IRIS 6,00E-02 Ruta-ruta 1,05E+00 Ruta-ruta

1 Existe dato IRIS de 4.0E-04 (más conservador) pero de baja confianza

2 Existe dato de CalEPA de 1,5E-05 (más conservador).

3 Existen valores de 5E-04 en RIVM y 1E-04 en OMS (menos conservadores).

4 Valor sustituto, basado en el valor de cromo total usando una ratio 1:6 (x7). Existe valor propuesto (no oficial) en IRIS de 1,2E-02 (algo menos conservador).

5 Valor candidato en EPA/635/R-08/001F

6 Valor sustituto

7 Obtenida estequiométricamente a partir de la RfC 7,00E-06 para V2O5.

8 Existen constantes toxicológicas carcinógenas derivadas para el Pb en Cal EPA: Sfo 8,5E-03 (mg/kg-d)-1 y RfC 1,2E-05 (µ/m3)-1

de 164


7. BIODISPONIBILIDAD Y ESPECIACIÓN

En determinados casos, especialmente para metales y metaloides que pueden estar presentes bajo

diversas formas químicas, es factible mejorar la cuantificación de la exposición y el análisis toxicológico,

por los siguientes motivos:

No todo el contaminante presente en los suelos se encuentra en forma realmente accesible y

disponible para el posible receptor, dependiendo de la/s forma/s química en la/s que se encuentre

(especiación), así como de las características de la vía de contacto con el posible receptor, variando

por ejemplo si consideramos al receptor humano que ingiere el suelo, o el que está expuesto

indirectamente p.ej. a través de las aguas subterráneas.

La toxicidad puede depender igualmente de la especiación química en la que se encuentre el

compuesto, y ésta a su vez depende de la mineralogía de partida a la que se asocia el contaminante y

de las condiciones ambientales en las que se encuentra: pH, potencial redox, temperatura, materia

orgánica (particulada y disuelta), etc.

Sería útil por tanto determinar la cantidad del metal disponible para las diferentes vías de exposición y

receptores posibles, y la especiación en aquellos casos en que la toxicidad difiere significativamente de

unas especies a otras.

Se presentan dos inconvenientes para el estudio de la disponibilidad y la especiación:

Se requieren analíticas en ocasiones novedosas y en proceso de validación e implantación, por lo

general con un mayor coste económico.

Con frecuencia no se dispone de constantes toxicológicas para las diferentes especies de un

compuesto, provocando que la especiación no tenga mucha utilidad y que forzosamente se

tengan que emplear las cantidades totales del elemento asumiendo hipótesis conservadoras

A continuación se describen no obstante algunos estudios de disponibilidad/especiación que en el estado

actual de la técnica pueden llevarse a cabo para refinar el análisis de riesgos.

de 164


7.1 BIODISPONIBILIDAD

Bajo el término biodisponibilidad se encierran varias acepciones del término que conviene diferenciar

previamente.

Disponibilidad ambiental: fracción de un contaminante liberado al medio por procesos de desorción,

potencialmente disponible para los organismos. P.ej.: lixiviación de un contaminante en fase sólida

hacia las aguas subterráneas.

Biodisponibilidad ambiental o bioaccesibilidad: fracción de un contaminante disponible

ambientalmente que un organismo adquiere a través de procesos fisiológicos de solubilización. P.ej.

cantidad del arsénico que un individuo ha ingerido accidentalmente, que es solubilizado en el

estómago y continúa en estado soluble a su paso por el tracto intestinal.

Biodisponibilidad: fracción del contaminante bioaccesible que finalmente es metabolizado por el

receptor y puede interactuar con los tejidos y órganos. Si la solubilidad es el principal factor que

determina la absorción efectiva del compuesto por el individuo, la bioaccesibilidad es equiparable a la

biodisponibilidad. Ejemplo: cantidad de arsénico soluble en el tracto intestinal que finalmente atraviesa

su epitelio.

La norma ISO 17402 realiza las siguientes recomendaciones respecto a los métodos para evaluar la

disponibilidad/biodisponibilidad en lo que a las vías de exposición relacionadas con la salud humana se

refiere:

TTaabbllaa 3344:: RReeccoommeennddaacciioonneess ppaarraa llaa eevvaalluuaacciióónn ddee llaa ddiissppoonniibbiilliiddaadd//bbiiooddiissppoonniibbiilliiddaadd

Indicaciones ISO 17402

Ingestión de suelo Es posible evaluar la biodisponibilidad oral mediante métodos de extracción con base fisiológica, que simulen la extracción ácida estomacal y el tránsito por el intestino delgado, remitiendo al documento ISO/TS 17924

Contacto dérmico

Hace referencia a la existencia de modelos que normalmente emplean concentraciones de partida en suelos, por lo que no suele hacerse evaluación de la disponibilidad. En caso de que estos modelos estén basados en las concentraciones del agua de poro, remite al uso de ensayos para simular su concentración.

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Indicaciones ISO 17402

Inhalación de partículas

Podría realizarse una caracterización de la fracción respirable (fracción más fina) del suelo contaminado, que es la que por otro lado poseerá una mayor grado de concentración, aunque luego las partículas inhaladas por el receptor serán una mezcla de partículas contaminadas y otras exentas de contaminación procedentes de otras zonas, por lo que es preferible llevar a cabo medidas específicas en aire.

Algunas otras fuentes sin embargo sugieren el desarrollo de métodos fisiológicos de extracción similares a los existentes por vía oral pero adaptados al sistema pulmonar, que por el momento no han sido desarrollados.

Absorción por plantas

Comenta la realización de ensayos sobre los tejidos, pero como el proceso de absorción puede precisar un tiempo elevado, es preciso realizar predicciones. Hace referencia para ello al uso de ensayos de extracción que usen soluciones neutras o acidificadas, no complejantes (p.ej. nitrato amónico y cloruro cálcico).

Esta vía está contemplada no obstante más para análisis de riesgos para ecosistemas que para salud humana.

Lixiviación hacia las aguas subterráneas

Hace referencia al uso de ensayos de lixiviación de la serie ISO/TS 21268, y en particular:

-Ensayo de percolación ISO/TS 21268-3 con relación L/S=0,1para la estimación de la concentración del agua de poro

- Ensayo de lixiviación ISO/TS 21268-4 para evaluar la influencia de posibles cambios en el pH del suelo.

También hace referencia a ISO 18772 para la profundización en estos métodos, la cual contempla a su vez un test de columna de gran escala, y ensayos con lisímetros a más largo plazo, que permiten simulaciones más aproximadas a la realidad.

En lo que respecta a las soluciones propuestas, la que actualmente registra un mayor grado de

implantación y aplicabilidad es la evaluación de la biodisponibilidad oral humana.

7.1.1 Biodisponibilidad oral

La norma ISO 17924 realiza un análisis de las alternativas existentes y de los requisitos que deben

contemplar los métodos fisiológicos de extracción aplicables (jugos corporales a considerar, etapas,

tiempos de extracción, control de pH, ratio líquido/sóiido, etc.)

Los métodos fisiológicos deben en principio contemplar la fase estomacal y la intestinal, las cuales

poseen diferente grado de participación en la biodisponibilidad:

La fase gástrica, a pH 1-2,5 durante 1-2 horas, produce la disolución de los carbonatos, óxidos y

sulfuros más lábiles, liberando los metales asociados a estas formas minerales.

de 164


La fase intestinal, a pH 5,5-7 durante al menos 2 horas (hasta 10), disuelve la materia orgánica

liberando los metales ligados a ella, y la solubilización de los metales catiónicos por complejación con

los ácidos biliares, aunque provoca también la precipitación, por el aumento del pH y/o la presencia

de fosfatos, de algunos de los metales disueltos en la etapa anterior, permitiendo su excreción sin

absorción.

La incorporación de reactivos para simular la acción salival y la ingesta simultánea de alimento junto con

el suelo, está contemplada opcionalmente o por defecto en algunos de esos métodos. La simulación de

alimento (que en la realidad no tiene por qué coincidir con la ingesta accidental de suelo) no se considera

una opción conservadora, ya que eleva el pH gástrico reduciendo la solubilización de los metales.

Estos tests aportan el resultado de la bioaccesibilidad, es decir, la cantidad de contaminante susceptible

de entrar al sistema circulatorio del organismo. Este parámetro es muy variable para un mismo tipo de

suelo dependiendo de las características del método fisiológico empleado, y para un mismo método

también puede variar si se considera solamente la etapa gástrica o la etapa gastrointestinal completa, por

lo que no debe ser empleado en el análisis de riesgos sin existir previamente una consistente validación

entre los resultados obtenidos en laboratorio y los valores de disponibilidad real (absorción), obtenidos a

partir de ensayos sobre organismos vivos que se toman como referencia (cerdos, monos, etc.), más

complejos y costosos de realizar

En estas validaciones se somete a dichos organismos a dosis orales crecientes de contaminantes, a partir

tanto de suelo como de sustancias patrón de referencia más solubles, similares a las empleadas en la

derivación de las constantes toxicológicas (RfDo ó Sfo) empleadas en los cálculos de riesgo, y se controla

la concentración o acumulación de dichos contaminantes en determinados órganos diana (orina, riñón,

hígado, etc.), estableciendo curvas dosis-respuesta en base a las cuales se calcula la biodisponibilidad. En

paralelo, se realizan ensayos fisiológicos in vitro para determinar la bioaccesibilidad sobre las mismas

muestras de suelo.

El resultado de la validación es la obtención de curvas de regresión del tipo que se indica a continuación.

RBA = a + b * IVBA

Donde:

RBA: Biodisponibilidad relativa

IVBA: Bioaccesibilidad in vitro, que puede ser absoluta o bien relativa dependiendo del método.

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La Biodisponibilidad relativa (RBA), también llamado Factor de absorción relativa (RAF), consiste en la

relación entre la biodisponibilidad del contaminante en el suelo y la biodisponibilidad del contaminante a

partir del patrón de referencia empleado (normalmente una solución). Se trata concretamente de la ratio

entre las pendientes de las curvas dosis-respuesta obtenidas en los ensayos in vivo sobre las muestras de

suelos y sobre el material de referencia.

Este parámetro contabiliza por tanto en el cálculo del riesgo no sólo la biodisponibilidad del metal a partir

del suelo cuyos riesgos se quieren valorar, sino también la biodisponibilidad del metal a partir del material

de referencia empleado en la derivación de las constantes toxicológicas, ya que en este proceso se trabaja

con curvas dosis-respuesta partiendo de dosis administradas o ingeridas, no de dosis realmente

absorbidas. Permite de esta forma poder comparar posteriormente en la cuantificación del riesgo, las

dosis realmente absorbidas desde el suelo con las dosis de referencia traducidas a dosis absorbidas.

Mientras que ambas biodisponibilidades por separado adoptarán valores entre 0 (absorción nula) y 1

(todo el contaminante se absorbe), la relación entre ambos puede ser inferior a la unidad (la

biodisponibilidad del suelo es menor que la forma soluble), igual a 1 (ambas biodisponibilidades son

similares) o más raramente superior a la unidad (la biodisponibilidad del suelo es mayor que la forma

soluble).

La Bioaccesibilidad in vitro (IVBA), es la cantidad de contaminante solubilizada en el test y que estaría por

tanto accesible para su incorporación al sistema circulatorio del organismo. Puede venir expresada en

forma absoluta o relativa (IVRBA). En forma absoluta se expresa como fracción o porcentaje respecto a la

concentración pseudototal del contaminante en el suelo. En forma relativa, al igual que en el caso

anterior, se calcula como la ratio entre la accesibilidad determinada en el test in vitro del contaminante a

partir del suelo y la accesibilidad de ese mismo test a partir de la forma soluble empleada como patrón de

referencia.

La norma ISO 17924 recoge cinco métodos validados (los 5 primeros de la relación siguiente), a los que

cabe incorporar, al menos, el método IVBA (In Vitro Bioaccesibility) de EPA, que es una variante del SBRC

y el método UBM (Unified Bioaccessibility Method) de BARGE (Bioaccessibility Research Group of Europe)

que es una variante del método RIVM:

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TTaabbllaa 3355:: PPrriinncciippaalleess mmééttooddooss vvaalliiddaaddooss ppaarraa llaa eevvaalluuaacciióónn ddee llaa bbiiooddiissppoonniibbiilliiddaadd oorraall

Método Fases incluidas Metales

contemplados

PBET (Physiologically Based Extraction Test method) Gástrica

Intestinal opcional Pb, As

SBET (Solubility Based Extraction Test desarrollado por el Solubility/Bioavailability Research Consortium (SBRC)

Gástrica

Intestinal opcional Pb, As

OSU-IVG (Ohio State University In Vitro Gastrointenstinal method) Gástrica o

Intestinal Pb, As, Cd

RIVM (Instituto Nacional de Salud Pública y Medio Ambiente holandés)

Salival, gástrica e intestinal

Pb, Cd

DIN 19739 (Instituto de normalización alemán) Gástrica e

intestinal, salival opcional

Pb, As, Cd, Ni

IVBA (In Vitro Bioaccessibility Assay) – US EPA Gástrica Pb, As

UBM (Unified Barge Method) - Bioaccessibility Research Group of Europe (BARGE)

Salival, gástrica e intestinal

Pb, As, Cd

Estos dos últimos métodos (IVBA-EPA y UBM-BARGE) se consideran según las fuentes consultadas los

métodos mejor validados. El método UBM-BARGE tiene una mayor aplicación en Europa, sus resultados

de validación para As son sensiblemente mejores y también se ha validado satisfactoriamente para Cd en

comparación con el método EPA.

7.1.1.1 Método IVBA EPA

EPA ha validado la siguiente función lineal para Pb en base a 19 muestras de suelos, fundamentalmente

mineros y de molienda, en el rango 1200-14000 mg/Kg, de la que se aporta el percentil 95 en figura

adjunta.

TTaabbllaa 3366:: FFuunncciióónn ddee bbiiooaacccceessiibbiilliiddaadd//bbiiooddiissppoonniibbiilliiddaadd ggáássttrriiccaa ppaarraa PPbb mmééttooddoo EEPPAA

Elemento Fase fisiológica Función r2 Pb Gástrica RBA = 0.878·IVBA – 0.028 0,924

RBA: biodisponibilidad relativa IVBA: bioaccesibilidad in vitro absoluta

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FFiigguurraa 99:: RReepprreesseennttaacciióónn ffuunncciióónn ddee bbiiooaacccceessiibbiilliiddaadd//bbiiooddiissppoonniibbiilliiddaadd ggáássttrriiccaa ppaarraa PPbb mmééttooddoo EEPPAA

Fuente: Estimation of relative bioavailability of lead in soil and soil-like materials using in

vivo and in vitro methods (EPA 2007)

El algoritmo de EPA trabaja directamente con bioaccesibilidades absolutas en contraste al método UBM-

BARGE, porque el método EPA se centra únicamente en la correlación de la fase gástrica, siendo las

bioaccesibilidades de las formas solubles para esta fase muy próximas a la unidad (100%), por lo que las

bioaccesibilidades absolutas y las relativas son muy similares, siendo absorbidas las diferencias por la

correlación efectuada con los resultados in vivo.

EPA contempla por otro lado, en base a la media geométrica prevista por el modelo IEUBK para la

concentración de Pb en sangre de la población infantil expuesta a suelos contaminados con este

elemento, una biodisponibilidad absoluta del 30%, que teniendo en cuenta una biodisponibilidad absoluta

de Pb soluble del 50%, determinaría un valor de RBA por defecto para Pb del 60%.

Para As no llega a establecer una única función, existiendo validaciones parciales para determinados

conjuntos de datos y organismos vivos empleados.

En base a los estudios realizados establece un valor por defecto de RBA para As del 60%, que obedece al

percentil 95 del valor medio de RBA obtenido en los diferentes estudios. En la región X de la EPA sin

de 164


embargo se estableció un valor de RBA de As del 78% (valor aplicado por RBCA Tool Kit) como valor

central sobre un intervalo entre 56-111% que sobresale del resto de estudios disponibles.

Estos valores por defecto son empleados en las valoraciones iniciales de riesgo. Si los valores de riesgo

obtenidos son similares a los máximos permitidos, se recomienda entonces la realización de ensayos de

disponibilidad específicos del emplazamiento.

En principio estos valores son en general representativos para los resultados sobre los que se han

obtenido los cálculos (fundamentalmente suelos mineros con elevadas concentraciones), aunque no se

trata en realidad de límites superiores de estimación de RBA, sino un valor de tendencia central,

especialmente en el caso del Pb.

Cabe la posibilidad como la propia EPA considera, de que a causa de las características de un

emplazamiento dado (mineralogía, granulometría, especiación, etc), los resultados de biodisponibilidad

fueran mayores que éstos.

7.1.1.2 Método UBM-BARGE

El método UBM-BARGE ha validado las siguientes funciones lineales, tanto para fase gástrica como

gástrico-intestinal, en base a 15 muestras de suelos de tres emplazamientos diferentes, correspondientes

a terrenos mineros y de fundiciones.

TTaabbllaa 3377:: FFuunncciioonneess ddee bbiiooaacccceessiibbiilliiddaadd//bbiiooddiissppoonniibbiilliiddaadd mmééttooddoo UUBBMM--BBAARRGGEE

Elemento Fase fisiológica Función r2 Sa Sb

Pb Gástrica IVRBA = 1,10 * RBA + 1,86 0,93 0,04 1,15

Gastrointestinal IVRBA = 1,09 * RBA + 1,09 0,89 0,04 1,16

As Gástrica IVRBA = 1,00 * RBA - 0,01 0,98 0,03 0,59

Gastrointestinal IVRBA = 1,01 * RBA + 0,04 0,97 0,03 0,50

Cd Gástrica IVRBA = 0,96 * RBA + 2,66 0,97 0,04 2,2

Gastrointestinal IVRBA = 0,94 * RBA + 1,43 0,91 0,04 2,08 IVRBA: bioaccesibilidad in vitro relativa (%) RBA: biodisponibilidad relativa (%) Sa: Desviación estándar de la pendiente Sb: Desviación estándar de la ordenada en el origen Fuente: Validation d’un test de mesure de bioaccessibilité. Application à 4 éléments traces métalliques dans les

sols : As, Cd, Pb et Sb (Caboche J., 2009)

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FFiigguurraa 1100:: RReepprreesseennttaacciióónn ffuunncciióónn ddee bbiiooaacccceessiibbiilliiddaadd//ddiissppoonniibbiilliiddaadd ggáássttrriiccaa ppaarraa PPbb mmééttooddoo UUBBMM--

BBAARRGGEE

Fuente: In vivo validation of the UBM to assess bioaccessibility of As, Sb, Cd y Pb in soils (Denys S. et al 2012)

Las funciones de este método, que están expresadas al contrario que en EPA tomando la bioaccesibilidad

como ordenada, trabajan con bioaccesibilidades relativas (IVRBA).

La razón para ello es que las bioaccesibilidades gastrointestinales son bastante menores que las gástricas

para Pb y Cd, debido en parte a la precipitación parcial de estos metales por la subida de pH en la fase

intestinal.

Estas diferencias se obtienen tanto para la bioaccesibilidad a partir del suelo como a partir de los

materiales de referencia, por lo que las bioaccesibilidades relativas (ratio de ambas) son similares entre la

fase gástrica y gastrointestinal, y trabajando con ellas en la validación se pueden obtener curvas de

regresión similares y pendientes próximas a la unidad en ambas fases.

La calidad de las correlaciones no obstante suele ser sensiblemente mejor o al menos equiparable si se

considera únicamente la fase gástrica, por lo que una vez realizada la validación y la adecuación del

procedimiento al proceso fisiológico completo, en su uso rutinario podría prescindirse de llevar a cabo la

fase intestinal ya que con la fase gástrica se llegan a las mismas conclusiones de biodisponibilidad.

de 164


Las correlaciones obtenidas con este método permiten comprobar que para estos elementos, la

bioaccesibilidad relativa es equiparable al valor de biodisponibilidad relativa, existiendo únicamente

pequeñas diferencias entre ambos valores, por lo que se podría trabajar en análisis de riesgos con estas

bioaccesibilidades relativas.

Las bioaccesibilidades absolutas obtenidas en la validación para las formas solubles de referencia

empleados, necesarias para traducir las bioaccesibilidades absolutas que se obtienen en los ensayos de

rutina a realizar sobre las muestras de suelo a bioaccesbilidades relativas, son las siguientes:

TTaabbllaa 3388:: BBiiooaacccceessiibbiilliiddaaddeess aabbssoolluuttaass ddee llaass ffoorrmmaass ddee rreeffeerreenncciiaa ((UUBBMM--BBAARRGGEE))

Elemento Forma de referencia Fase fisiológica IVBA

Pb Acetato de Pb Gástrica 99 ± 2

Gastrointestinal 65 ± 3

As Arseniato de Na Gástrica 95 ± 3

Gastrointestinal 92 ± 4

Cd Cloruro de Cd Gástrica 98 ± 4

Gastrointestinal 68 ± 3 IVBA: bioaccesibilidad in vitro absoluta en porcentaje (%) respecto al contenido total en la forma de referencia. Fuente: Validation d’un test de mesure de bioaccessibilité. Application à 4 éléments traces

métalliques dans les sols : As, Cd, Pb et Sb (Caboche J., 2009)

En el uso de las bioaccesibilidades relativas también deberán tenerse en cuenta, de forma conservadora,

en la medida en que puedan determinarse, las incertidumbres analíticas en la cuantificación de las

respectivas bioaccesibilidades absolutas (del suelo y de las formas de referencia).

A este respecto, durante la validación del método UBM-BARGE se identificaron las siguientes

incertidumbres para la bioaccesibilidad, en base a los gráficos de control de reproducibidad construidos

con los resultados disponibles (50) sobre dos materiales de referencia (NIST SMR 2710 y 2711):

TTaabbllaa 3399:: IInncceerrttiidduummbbrreess eenn llaa ddeetteerrmmiinnaacciióónn ddee llaa bbiiooaacccceessiibbiilliiddaadd ((UUBBMM--BBAARRGGEE))

Elemento Fase fisiológica U IVBA

Pb Gástrica 10-15

Gastrointestinal 10-15

As Gástrica 5-15

Gastrointestinal 10-15

Cd Gástrica 10-20

Gastrointestinal 15-20 U IVBA: incertidumbre de la bioaccesibilidad in vitro absoluta en porcentaje (%).

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Fuente: Validation d’un test de mesure de bioaccessibilité. Application à 4 éléments traces métalliques dans les sols : As, Cd, Pb et Sb (Caboche J., 2009)

7.1.1.3 Propuesta metodológica para evaluar la biodisponibilidad oral

En las evaluaciones exploratorias de riesgos (nivel II), si no se dispone de ensayos in vitro, se asumirán

biodisponibilidades relativas iguales a 1. Si se detectaran riesgos superiores a los permitidos, se puede

contemplar como opción menos conservadora en el análisis de incertidumbre, los valores de

biodisponibilidad por defecto propuestos por EPA (RBA del 60%).

Si los resultados de riesgo obtenidos con los valores de biodisponibilidad por defecto se encuentran

relativamente próximos a los niveles de aceptabilidad del riesgo, se aconseja la realización de ensayos in

vitro, especialmente si se trata de emplazamientos mineros donde no se ha procedido a una

transformación metalúrgica del mineral.

El plan de muestreo para la caracterización de la biodisponibilidad debe ser representativo de las

diferentes zonas consideradas en el análisis de riesgos, las diferentes litologías o materiales de relleno

causantes de los riesgos que se pretenden afinar, valores de pH y carbono orgánico del suelo registrados,

etc.

En el estado actual de conocimiento sobre este tema, el método UBM-BARGE sería la opción más

adecuada para valorar la disponibilidad oral mediante ensayos in vitro, ya que obtiene resultados bastante

ajustados a los ensayos in vivo y se encuentra validado para un mayor número de parámetros.

El método IVBA de EPA también podría ser válido para el parámetro Pb.

Otros métodos podrían ser igualmente aceptables si las curvas determinadas en la correspondiente

validación mostraran parecidos niveles de ajuste en cuanto a pendientes, ordenadas en origen y

coeficientes de correlación, de manera que la biodisponibilidad pueda ser estimada directamente a partir

de la bioaccesibilidad.

En cualquier caso, la aplicación directa de las curvas de correlación es discutible por varios motivos, entre

los cuales estarían:

de 164


Están basadas en muestras de una determinada mineralogía, fundamentalmente asociada a terrenos

mineros o relacionados con la minería, desconociéndose su adecuación a otro tipo de muestras

provenientes de otros contextos.

Al igual que la mineralogía, otros factores locales podrían ejercer su influencia determinando valores

mayores o menores de biodisponibilidad (p.ej. granulometría, pH).

Están basadas en la extrapolación de los efectos sobre organismos vivos jóvenes sobre niños

humanos. En el caso del Pb puede que en algunos casos la biodisponibilidad en adultos sea mayor

que en niños.

Las curvas describen valores de tendencia central. Habría que tener en cuenta las incertidumbres

inherentes y adoptar valores más conservadores (percentiles superiores).

Por ello, en caso de disponer de valores de bioaccesibilidad in vitro, se debe adoptar para el análisis de

riesgos el valor más conservador de entre los siguientes:

Valor de biodisponibilidad relativa (RBA) determinado por la curva de ajuste validada, pero

considerando de manera conservadora la incertidumbre de sus parámetros característicos (pendiente

y ordenada en origen), basándose para ello en los datos estadísticos (Sa y Sb) aportados en la

validación, así como la incertidumbre del valor de bioaccesibilidad absoluta (IVBA) o relativa (IVRBA) in

vitro de partida empleada.

Valor de bioaccesibilidad gástrica absoluta (IVBA) en caso de emplear método EPA, o bioaccesibilidad

gástrica o gastrointestinal relativa (IVRBA) en caso de emplear método UBM, entendiendo que éstas

serán iguales o mayores a la biodisponibilidad. Se contemplará de forma conservadora la

incertidumbre de este valor, pudiendo adoptar en su defecto los intervalos superiores determinados

para este parámetro por la validación del método UBM-BARGE.

7.2 ESPECIACIÓN

Los metales y metaloides pueden presentarse bajo diferentes asociaciones químicas, dependiendo de la

mineralogía de partida, las condiciones de pH y oxidación, etc, teniendo cada especie unas particulares

características de movilidad y toxicidad.

Así por ejemplo, en el método de bioaccesibilidad UBM-BARGE mencionado con anterioridad, se

determinaron intervalos de bioaccesibilidad inferiores para las fases minerales residuales, los sulfuros y

los óxidos de hierro cristalinos, mientras que fueron significativamente mayores para los metales del

complejo de cambio y los asociados a carbonatos y óxidos de hierro amorfos.

de 164


Con ligeras diferencias (debidas a la diferencias de pH del medio de transporte), la movilidad de los

metales por lixiviación del agua de lluvia hacia las aguas subterráneas sigue un patrón parecido.

A continuación se citan algunos ejemplos sobre elementos de especial relevancia en contaminación

minera:

Arsénico.

Es un metaloide de moderada abundancia en la corteza terrestre. Su movilidad, biodisponibilidad y

toxicidad dependen de la especie en la que se encuentre.

Si se asocia a sulfuros, suele ser muy estable, pero se puede removilizar en condiciones oxidantes ácidas.

En condiciones oxidantes, el contenido disponible en arsénico en suelos y aguas superficiales está

controlado por los óxidos de hierro y manganeso.

Las especies de arsénico más móviles son los iones arsenito y arseniato. Hay estudios que indican el

diferente grado de toxicidad entre el arsenito (AsO3 3-) y el arseniato (AsO43-), pero parece que esta

diferencia no es muy grande y aún no se han podido derivar valores diferenciales.

Las formas orgánicas de arsénico son mucho más biodisponibles, pero en general, se toleran bien por la

biota, ya que se excretan, por lo que su toxicidad es baja (arsénico del pescado).

Plomo.

Los emplazamientos afectados por este metal son típicamente los de tipo minero y los que proceden de

actividad industrial.

Tanto las formas orgánicas como inorgánicas de plomo suponen serios riesgos para todas las formas de

vida. Las formas inorgánicas (típicas de actividades mineras) tienen baja solubilidad en agua, excepto en

condiciones ácidas (apenas se ve modificado por el potencial redox).

Cuando se encuentra ligado a carbonatos o a los óxidos de Fe-Mn, el plomo está menos disponible,

aunque si cambian las condiciones geoquímicas, pueden liberarse y pasar a formas iónicas de plomo,

más móviles y biodisponibles.

Las partículas de plomo tienen especial toxicidad para el ser humano si llegan a inhalarse.

Mercurio.

El mercurio tiene tres estados de oxidación principales: elemental (Hg0), monovalente (Hg+) y bivalente

(Hg2+). El mercurio elemental es considerablemente el más biodisponible, por su mayor solubilidad en

los lípidos. Las formas bivalentes son disponibles por las plantas cuando son iónicas, pero si están

combinadas con sulfuros son muy insolubles.

de 164


La metilación del mercurio (mediatizada por microbios en condiciones anóxicas) en el medio ambiente

lleva a la formación de complejos orgánicos que son mucho más biodisponibles que las formas

inorgánicas. Estas especies son también de los contaminantes más tóxicos de la biosfera.

Cadmio.

Es muy insoluble en condiciones reductoras, pero aumenta su movilidad y biodisponibilidad en ambientes

ácidos oxidantes, donde evoluciona a hidróxido, carbonato o formas iónicas, según el sistema químico

predominante.

La presencia de cloruros aumenta su movilidad, ya que forma complejos, aunque no parece incrementar

su biodisponibilidad.

Cromo.

Es bien conocido el comportamiento diferencial entre cromo III y cromo VI. La especie trivalente es muy

poco móvil y tóxica. De hecho es un microelemento esencial para muchos organismos. En cambio, el

cromo hexavalente, que se acompaña con valores de potencial redox muy oxidantes, es un potente

cancerígeno.

Existen diferentes técnicas analíticas implantadas o en fase de implantación para determinar la

especiación química de los metales en las muestras de suelos, desde las extracciones selectivas tipo

Tessier o BCR, pasando por técnicas de separación como la cromatografía y detección por ICP-MS, hasta

las técnicas más novedosas (p.ej. EMPA y XANES) aunque de aplicación práctica más limitada.

No obstante, también ha de disponerse de constantes toxicológicas diferenciadas para las diferentes

especies, de manera que la especiación tenga su utilidad y aplicación en el análisis de riesgos.

En el estado actual, por disponibilidad analítica y por establecimiento de constantes toxicológicas, y por la

influencia que ejercen en los resultados de la evaluación de riesgos, la posibilidad de afinar el análisis de

riesgos mediante especiación se centra fundamentalmente en el Cr y el Hg. En el primero de los casos

diferenciando entre Cr III y CrVI, y en el segundo discriminando entre Hg elemental volátil, mercurio

orgánico (como metilmercurio) y el resto del mercurio (principalmente Hg+2, denominado mercurio

inorgánico en el D 18//2015).

Como consecuencia del avance de las técnicas analíticas en especiación y el establecimiento de

constantes toxicológicas, se podrán ir incorporando nuevos elementos.

Como se ha comentado anteriormente, las formas inorgánicas de AsIII y AsV presentan desigual toxicidad,

a la vez que las formas orgánicas parecen mostrar menor toxicidad que las anteriores, por lo que sería

posible afinar también en el futuro las evaluaciones de riesgos para este elemento por especiación si se

dispusiera de constantes toxicológicas diferenciadas.

Respecto a la especiación de Cr y Hg cabe hacer las siguientes aclaraciones:

de 164


Cromo

En el caso del cromo, existe la posibilidad de determinar analíticamente el CrVI en suelos sin complejidad,

siendo la especie más tóxica con diferencia.

Se adoptará como valor de CrIII la diferencia con el Cr total. Aunque teóricamente pueden existir otros

estados de oxidación, a efectos prácticos se considera que serán minoritarias.

Mercurio

En el caso del mercurio, lo que más interesa es poder cuantificar las fases que en principio se esperan

más minoritarias y más tóxicas (Hg elemental y organometálico), y acotar los verdaderos riesgos por

inhalación debidos a la especie elemental.

Algunas de las opciones posibles son las siguientes:

EPA 3230 Extracción secuencial selectiva capaz de individualizar cuatro fracciones: extractable

orgánica (que engloba las formas organometálicas), extractable inorgánica, no extractable semi-

móvil (que incluiría el Hg elemental y parte de Hg+2) y no extractable no móvil.

Método de extracción secuencial de 5 pasos (Nicholas S. Bloom et al). Determina 5 fracciones:

soluble en agua, soluble en ácido débil, organocomplejos (incluyendo orgnometálicos), complejos

fuertes (incluyendo Hg elemental y complejos de Hg+2), y ligado a la fase mineral.

Determinación del Hg elemental mediante desorción térmica a temperatura controlada con

arrastre de gas inerte. Existen varias variantes de este método. Se puede cuantificar el Hg de los

vapores desprendidos atrapados en trampa de oro, en tubo de hopcalita, etc. Aunque son

preferibles las primeras opciones, también se puede determinar el Hg total en la muestra antes y

después de su desorción, y calcular el Hg elemental por diferencia.

Determinación del metilmercurio por HPLC-ICP-MS, GC/ECD…

Algunos de estos métodos están aún en fase de implantación y no se encuentran normalizados. Los

métodos para la determinación de la fase volátil del mercurio no son completamente selectivos, ya que

tanto las extracciones selectivas como la desorción tienen cierto grado de solape con otras formas

inorgánicas de mercurio (Hg+2). No obstante, estos solapes siempre provocarán que la cuantificación de la

fase volátil se haga por exceso, por lo que la evaluación de riesgos para este elemento se hará de forma

conservadora, a la vez que más ajustada a la realidad.

8. CARACTERIZACIÓN DEL RIESGO

de 164


Esta etapa combina y resume las conclusiones del análisis de la exposición y del análisis toxicológico,

estableciendo a través de algoritmos simples un determinado nivel cuantitativo de riesgo.

El riesgo por exposición a compuestos no cancerígenos se calcula mediante la comparación entre la dosis

o la concentración de exposición estimada y los valores toxicológicos de referencia (ej. RfD o RfC).

Para caracterizar el riesgo por exposición a compuestos cancerígenos se establece la probabilidad de que

un individuo desarrolle un cáncer a lo largo de su vida, en función de la dosis estimada y la toxicidad del

compuesto (Sf o URF).

En virtud de lo establecido en el artículo 2 del Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, los valores de

referencia son:

10-5 para compuestos cancerígenos (probabilidad de generar 1 caso por cada 100.000 habitantes).

1 para compuestos tóxicos no cancerígenos (dosis recibida igual al valor tóxico de referencia).

Se calcularán los riesgos existentes para cada compuesto, y en virtud de lo establecido igualmente en el

Anexo VIII del RD 9/2005, los que se ejercen conjuntamente por varios compuestos a la vez que

compartan mecanismos de acción. Salvo modificación o desarrollos futuros del RD 9/2005 que indiquen

lo contrario, y en consonancia con el Anexo A de la Guía Técnica de aplicación del RD 9/2005 del

Ministerio de Medio Ambiente, se entiende que los criterios de evaluación aplicables a los riesgos

acumulados son los mismos que los contemplados para los riesgos a nivel individual de cada compuesto.

De acuerdo a la metodología EPA, en ausencia de datos toxicológicos rigurosos, se asumirá de forma

conservadora la aditividad de los riesgos ejercidos por todos los contaminantes considerados por cada vía

de exposición o en la combinación de varías vías que tengan lugar al mismo tiempo.

Se han identificar con claridad los valores de riesgos que igualan o superan los valores permitidos, tanto a

nivel individual como acumulados, así como aquellos otros que siendo inferiores a los valores permitidos,

en combinación con otros, determinan la existencia de riesgos acumulados.

8.1 CÁLCULO DEL RIESGO POR EXPOSICIÓN A COMPUESTOS INDIVIDUALES

8.1.1 Riesgo individual para compuestos cancerígenos

Para compuestos cancerígenos el riesgo individual por compuesto, se estima como el incremento en la

probabilidad de desarrollar un cáncer que experimenta el individuo expuesto a lo largo de su vida.

de 164


Se define riesgo como el producto de la dosis diaria crónica por el factor de pendiente. Para las vías

inhalatorias, como se trabaja con concentraciones en lugar de dosis, el riesgo se define como el producto

de la concentración de exposición por el factor unitario de riesgo (URF).

Donde:

Riesgo Probabilidad de que un individuo desarrolle un cáncer

Dosis Diaria Crónica

Dosis diaria promediada a 78 años de exposición (mg/kg-día)

SF

Cexp

URF

Factor de pendiente (mg/kg-día)-1

Concentración de exposición (µg/m3)

Factor de riesgo inhalatorio unitario (µg/m3)-1

Este algoritmo, parte de una relación lineal entre la dosis administrada y la respuesta del individuo

expuesto, que se considera válida para el rango de niveles de exposición que tiene lugar en

emplazamientos contaminados donde el índice de riesgo sea inferior a 0,01.

En caso de haberse determinado la biodisponibilidad oral relativa (RBA), o en su defecto la

bioaccesibilidad oral gástrica absoluta (IVBA) o la bioaccesibilidad relativa (IVRBA) de algunas de las

sustancias para la via de ingestión accidental, la dosis diaria crónica se multiplicaría por dicho factor,

quedando la fórmula como sigue:

El cálculo del riesgo deberá realizarse para cada compuesto al que se encuentre expuesto el receptor y

para cada vía de exposición plausible.

8.1.2 Riesgo individual para compuestos no cancerígenos

Los compuestos no cancerígenos se caracterizan por presentar una dosis umbral, a partir de la cual se

observa una primera respuesta y por debajo de la cual el individuo expuesto no experimenta ningún

efecto.

de 164


De ahí que la valoración del riesgo para compuestos no cancerígenos no se exprese en términos de

probabilidad, como en los compuestos cancerígenos, sino en una comparación entre el nivel de

exposición para un periodo de tiempo y la dosis de referencia derivada para un periodo de tiempo

análogo.

Se define el cociente de peligro, en adelante HQ, como la relación entre la dosis de exposición para un

periodo de tiempo concreto y la dosis de referencia derivada para un periodo de tiempo análogo. Para

las vías inhalatorias se trabaja con concentraciones en lugar de con dosis, por lo que HQ se convierte en

la ratio entre la concentración de exposición y la concentración de referencia.

Donde:

HQ Cociente de peligro

Dosis Diaria Dosis diaria de exposición (mg/kg-día)

RfD

Cexp

RfC

Dosis de referencia (mg/kg-día)

Concentración de exposición (mg/m3)

Concentración de referencia inhalatoria (mg/m3)

La dosis diaria y la dosis de referencia deben estar basadas en períodos de tiempo similares.

Normalmente se emplearán dosis crónicas, ya que se emplean duraciones de exposición a largo plazo de

los individuos razonablemente más expuestos, salvo que aún en esas condiciones, algunas exposiciones

se puedan considerar agudas o subcrónicas, de acuerdo a lo indicado en el apartado sobre frecuencia y

duración de exposición de este documento.

Si la exposición se clasifica como aguda o subcrónica pero no se han derivado constantes toxicológicas

para ese nivel, se adoptará de forma conservadora la constante derivada de siguiente nivel (subcrónica en

sustitución de aguda y crónica en sustitución de subcrónica).

En caso de haberse determinado la biodisponibilidad oral relativa (RBA), o en su defecto la

bioaccesibilidad oral gástrica absoluta (IVBA) o la bioaccesibilidad relativa (IVRBA) de algunas de las

sustancias para la vía de ingestión accidental, la dosis diaria se multiplicaría por dicho factor, quedando la

fórmula como sigue:

de 164


Al igual que para los compuestos cancerígenos, el cálculo del cociente de peligro deberá realizarse para

cada compuesto al que se encuentre expuesto el receptor y para cada vía de exposición plausible.

8.2 CÁLCULO DEL RIESGO POR EXPOSICIÓN A MÚLTIPLES COMPUESTOS

En la mayoría de emplazamientos los receptores se encuentran expuestos a múltiples compuestos

(cancerígenos y no cancerígenos). Por ello, la estimación de la exposición a compuestos individuales

puede subestimar el cálculo del riesgo real existente para el receptor. Consecuentemente, la aproximación

más aceptada en la evaluación de una exposición simultánea a varios contaminantes, de acuerdo con la

metodología ASTM y EPA, consiste en la adición de los índices de riesgo o cocientes de peligro

individuales.

Esta aproximación tiene sus limitaciones, como por ejemplo:

Asigna la misma importancia a sustancias con diferentes categorías carcinogénicas (A, B, etc), y

con calidad de datos toxicológicos de partida diferentes (diferente grado de incertidumbre,

ensayos en animales y humanos, etc).

Al basarse las cuantificaciones de riesgo de cada sustancia en dosis/factores de pendiente

basadas en percentiles superiores, la suma de esas cuantificaciones será aún más conservadora.

La acción simultánea de dos sustancias no tiene por qué ser independiente: pueden existir

sinergias o antagonismos que incrementan o reducen la suma de los riesgos individuales.

No tiene en consideración si algunos de los contaminantes tienen diferentes mecanismos de

acción e inciden sobre diferentes órganos en sus efectos no cancerígenos, en cuyo caso la

aditividad es más cuestionable.

A pesar de ello, por su practicidad, es la aproximación metodología recomendada por defecto, al menos

para un nivel exploratorio del análisis de riesgos.

8.2.1 Riesgo acumulado para compuestos cancerígenos

de 164


Se entiende que los riesgos cancerígenos de diversas sustancias pueden ser aditivados con propiedad

dentro de una misma vía de exposición, aun pudiendo afectar a diferentes órganos diana, debido a que se

evalúa la probabilidad de ocurrencia de cáncer, cualquiera que sea su tipo.

La fórmula de adición recomendada por EPA para el cálculo de los riesgos cancerígenos acumulados es

la siguiente:

Donde:

R TV : Riesgo conjunto por exposición a múltiples compuestos cancerígenos para una vía de exposición

concreta.

R i : Riesgo individual calculado para cada compuesto cancerígeno presente en el medio afectado.

Esta fórmula no obstante, cuando el número de sustancias involucradas no es muy grande y los índices

de riesgo cancerígenos resultantes no son elevados (< 0,1 aproximadamente), se suele simplificar ya que

el resultado no varía significativamente, asumiendo que el riesgo total por exposición combinada a

múltiples compuestos es igual al sumatorio del riesgo calculado de forma individual para cada

compuesto.

En función de los riesgos cancerígenos evaluados habitualmente en suelos potencialmente contaminados,

esta simplificación puede adoptarse por defecto. Caso excepcional de que no se cumplieran las premisas

necesarias, convendría aplicar el algoritmo inicial.

8.2.2 Riesgo acumulado para compuestos no cancerígenos

de 164


El riesgo acumulado para compuestos no cancerígenos se expresa como un índice de peligro o riesgo

(HI), también llamado cociente de riesgo total (THQ). Se calculará un HI independiente para cada periodo

de exposición evaluado (crónico, subcrónico o de corta duración).

Se puede asumir en un primer nivel del análisis, que el índice de peligro total por exposición combinada a

múltiples compuestos es igual al sumatorio de los cocientes de peligro calculados de forma individual

para cada compuesto y una determinada vía de exposición.

Donde:

HI TV : Índice de peligro o riesgo por exposición a múltiples compuestos no cancerígenos para una vía de

exposición concreta.

HQ i : Cociente de peligro o riesgo calculado para cada compuesto no cancerígeno presente en el medio

afectado.

No obstante, el método de adición de dosis seguido en este caso con los compuestos no cancerígenos, es

apropiado para compuestos con igual mecanismo de acción, o al menos que tengan el mismo efecto o

afecten al mismo órgano diana.

Sería por tanto posible la segregación de la suma de riesgos según el tipo de efecto u órgano afectado, y

en caso de disponer de información, del mecanismo de acción de los contaminantes, pero para ello se ha

de realizar una revisión exhaustiva de la información toxicológica disponible para todos los contaminantes,

segregar los mismos en diferentes agrupaciones según sus efectos y modos de acción con rigor científico,

y llevar a cabo la evaluación de riesgos en cada una de las diferentes agrupaciones consideradas, siendo

recomendable que dichas labores sean llevadas a cabo por un toxicólogo.

Se deben identificar los efectos (órgano o sistema afectado) de cada sustancia sobre la salud humana,

tanto los efectos críticos en base a los cuales se han derivado las dosis o concentraciones de referencia,

como otros menos importantes que se producen con mayores niveles de exposición.

de 164


Se entiende por efecto la afección a determinadas funcionalidades, sistemas u órganos: neurotoxicidad,

toxicidad para el desarrollo, para la reproducción, inmunotoxicidad, riñón, hígado, sistema respiratorio,

sistema cardiovascular, gastrointestinal, hematológico, músculo-esquelético y dermales/oculares.

Del mismo modo se debe comprobar la existencia de ensayos toxicológicos que permitan descartar la

participación de la sustancia en otros tipos de efectos. Con objeto de no subestimar riesgos, la exclusión

de una sustancia de un determinado grupo de efecto, ha de estar soportada por argumentos toxicológicos

relevantes para las exposiciones estimadas. Cuando no existe información o ésta no es concluyente sobre

la incidencia de una sustancia en determinados tipos de efectos, no debe eliminarse la participación de

dicha sustancia en los riesgos acumulativos para esos efectos.

Se debe emplear pues toda la información toxicológica disponible, por lo que se han de revisar

exhaustivamente todos los informes toxicológicos detallados existentes sobre cada sustancia a partir de

las diferentes fuentes disponibles (IRIS, PPRTV, ATSDR, HEAST, OMS, publicaciones científicas, etc.).

Una vez realizada la revisión toxicológica, se llevará a cabo una agrupación de las sustancias que

participan o pueden participar en los diferentes efectos, y si la información es suficiente a través de

diferentes modos de acción. Una misma sustancia pertenecerá normalmente a más de un grupo debido a

sus diferentes efectos tóxicos.

En caso de segregar los riesgos acumulados por tipo de efectos, el análisis de riesgos debe clarificar en

cada caso las fuentes consultadas para llevar a cabo la misma, y justificar detalladamente la información

toxicológica concreta en base a la cual, se eliminan en cada caso, las sustancias contaminantes de las

agrupaciones consideradas.

En cada agrupación se calculan los cocientes de riesgo que aporta cada sustancia (HQ), y se suman para

obtener el correspondiente índice de riesgo (HI). En el cálculo del cociente de riesgo de cada sustancia,

idealmente, debería disponerse de una dosis o concentración de referencia específica de esa sustancia

para ese tipo de efecto (Target Organ Toxicity Dose or Concentration – TTD ó TTC). Lo habitual sin

embargo es que se tengan que utilizar las dosis o concentraciones de referencia estándar, que están

basadas en los efectos más críticos de la sustancia, por lo que la evaluación será normalmente

conservadora.

Si existe información específica sobre la sinergia/antagonsimo de determinadas mezclas de sustancias,

ésta debe ser tenida en cuenta para modificar la fórmula de aditividad. Los documentos EPA

de 164


“Supplementary Guidance for Conducting Health Risk Assessment of Chemical Mixtures” y “Concepts,

methods and data sources for cumulative health risk assessment of multiple chemicals, exposures and

effects: a resource document” pueden ser consultados a estos efectos.

8.3 CÁLCULO DEL RIESGO COMBINADO A TRAVÉS DE MÚLTIPLES VÍAS DE EXPOSICIÓN

En los emplazamientos contaminados es común que un mismo individuo esté expuesto a la

contaminación a través de varias vías de exposición.

La entrada del contaminante en el organismo, aunque se produzca a partir de diferentes sistemas

fisiológicos, puede terminar produciendo los mismos efectos, aunque con diferente intensidad, en los

mismos órganos o sistemas vitales.

Por ello puede ser necesario asumir con criterio conservador la aditividad de los riesgos calculados para

cada sustancia, y para el conjunto de las sustancias, a partir de las diferentes vías de exposición

existentes para un mismo receptor en un mismo escenario de exposición.

Para poder considerar la aditividad del riesgo a través de varias vías de exposición es necesario no

obstante:

Identificar combinaciones de vías de exposición razonables.

Las vías de exposición deben solaparse, en el espacio y en el tiempo, afectando a los mismos

receptores, ya sea en un escenario actual o futuro.

Por ejemplo, una combinación razonable sería la integración de la ingestión accidental, el contacto

dérmico y la inhalación de vapores y partículas para un receptor que mantuviera una determinada

actividad en un emplazamiento sin pavimentar contaminado a nivel subsuperficial, por ejemplo el

usuario de una zona verde ubicada sobre un emplazamiento potencialmente contaminado.

Contemplar niveles de exposición coherentes para las vías de exposición a combinar.

Cuando se combinan los riesgos existentes para un receptor por varias vías de exposición, la

exposición para cada vía debe corresponderse con la realidad del receptor considerado.

Cuando el receptor razonablemente más expuesto (RME) difiere según las vías de exposición

contempladas, se debe llevar a cabo una evaluación de riesgos diferente para cada uno de estos

de 164


receptores, considerando sus niveles de exposición aplicables, y combinando en su caso aquellas

vías de exposición que se solapen.

No es coherente combinar riesgos por diferentes vías de exposición cuando los niveles de exposición

se han establecido en base a receptores RME de diferente localización.

Por ejemplo, un receptor residencial “on site” puede quedar expuesto a vías de contacto directo,

inhalación en exteriores e interiores, pero no es coherente combinar los riesgos resultantes para estas

vías si para todas ellas se han considerado tiempos de exposición maximalistas (p.ej. 24 horas/día),

ya que el período de exposición, en el interior y en el exterior de la vivienda, no pueden responder

simultáneamente a esos niveles máximos.

8.3.1 Riesgo acumulado por múltiples vías para compuestos cancerígenos

Se asume que el riesgo total por exposición combinada a múltiples compuestos y vías de exposición es

igual al sumatorio del riesgo calculado para cada vía de exposición.

R TR : Riesgo conjunto ejercido sobre el receptor, por exposición a múltiples compuestos cancerígenos a

través de varias vías de exposición.

R TV : Riesgo conjunto por exposición a múltiples compuestos cancerígenos para una vía de exposición

concreta.

8.3.2 Riesgo acumulado por múltiples vías para compuestos no cancerígenos

Se puede asumir en un primer nivel del análisis, que el índice de peligro total por exposición combinada a

múltiples compuestos y vías de exposición es igual al sumatorio del índice de peligro total calculado para

cada vía de exposición.

de 164


Donde:

HI TR : Índice de peligro o riesgo conjunto ejercido sobre el receptor, por exposición a múltiples

compuestos no cancerígenos a través de varias vías de exposición.

HI TV : Índice de peligro o riesgo por exposición a múltiples compuestos no cancerígenos para una vía de

exposición concreta.

Sería no obstante posible, la segregación de la suma de riesgos según el tipo de efecto u órgano afectado,

y en caso de disponer de información, del mecanismo de acción de los contaminantes.

De optar por esta opción, en cada una de las vías de exposición previamente contempladas, se habrán

identificado diferentes agrupaciones de contaminantes según sus efectos. Si para un mismo tipo de efecto

se han creado agrupaciones de parámetros en varias de las vías de exposición contempladas, se llevaría a

cabo la suma de los índices de riesgo de esas agrupaciones.

9. ANÁLISIS DE INCERTIDUMBRES

De acuerdo con el Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, esta fase se encuentra dentro de la valoración

global.

En todo proceso de análisis de riesgos, se efectúan una serie de premisas, asumiendo ciertas variables y

condicionantes. Dichas premisas y condicionantes deben quedar perfectamente identificadas, ya que en

los resultados del análisis se generan incertidumbres.

Las incertidumbres generadas en los análisis de riesgos pueden englobarse en dos grupos generales:

Asociados a los efectos de los contaminantes.

Asociados a la caracterización del marco de exposición.

En relación con los primeros, la incertidumbre se produce por el potencial desconocimiento de los efectos

que los contaminantes pueden causar a los receptores.

de 164


En el proceso de derivación de los valores toxicológicos se efectúan una serie de asunciones y se

introducen factores de seguridad. Para reducir esta incertidumbre en el análisis, se deben emplear valores

toxicológicos publicados por fuentes de reconocido prestigio, preferiblemente IRIS como se ha comentado

con anterioridad, y asegurarse que corresponden a las últimas actualizaciones.

En ocasiones y para determinados elementos, las constantes toxicológicas disponibles, procedentes de

fuentes de similar nivel de prestigio, pueden variar significativamente. También puede ocurrir que las

únicas constantes disponibles sean provisionales, provengan de una única fuente y se dude de su

utilización en el análisis de riesgos.

El aspecto en el que se puede disponer de un mayor control se relaciona con las incertidumbres

asociadas a la caracterización del marco de exposición. Si en el riesgo final predomina el peso de una o

varias vías, será preciso que el análisis se centre en las variables que las controlan. En este sentido, se

deberán evaluar las incertidumbres asociadas a los siguientes aspectos:

Definición adecuada por densidad y distribución de puntos de los focos de contaminantes,

identificación de compuestos y concentraciones representativas.

Caracterización del medio físico en el que se produce la migración de contaminantes. Definición de

las variables que controlan el proceso: permeabilidad, anisotropía, gradiente, etc.

Modelos de transporte. Sensibilidad de la simulación efectuada.

Receptores potenciales de los impactos.

Relevancia de las vías de exposición y de los parámetros de exposición considerados

Para cada vía de exposición o conjunto de vías de exposición en el que se hayan detectado riesgos

acumulados superiores a los permitidos, o bien que estén relativamente próximos a dicho nivel

(aproximadamente un orden de magnitud, esto es HQ>0,1 e IR>10-6), se identificarán aquellos

parámetros cuyos valores incidan más sobre el resultado final, en especial aquellos para los que ha sido

necesario asumir su valor por falta de datos específicos del emplazamiento dado en el caso de variables

de exposición, o para los que existan otros valores posibles significativamente diferentes en el caso de las

constantes toxicológicas.

Se llevará a cabo sobre estos parámetros un análisis de la sensibilidad sobre el resultado final, haciendo

variar el valor asignado para el parámetro considerado, adoptando opciones más y/o menos

conservadoras que razonablemente puedan darse, dejando constantes el resto, y registrando los valores

de 164


finales de riesgo que se obtendrían en cada opción y los porcentajes de incremento o disminución

respecto al riesgo determinado en el análisis llevado a cabo.

Se justificarán las opciones más o menos conservadoras seleccionadas, aportando cuando procedan, las

fuentes (documentos EPA, guías metodológicas, etc.) de donde se han extraído.

En caso que el análisis de riesgos contemple varias zonas, receptores, etc, el ensayo de sensibilidad se

llevará a cabo, para cada variable y vía de exposición a considerar, en aquellas situaciones de riesgo más

interesantes, que serán normalmente las más próximos a los niveles de riesgo permitidos o las de valores

de riesgo máximos.

Se identificarán aquellas variables que por sí mismas, o en conjunción con alguna otra, podrían alterar la

conformidad o no conformidad de los riesgos realizada respecto a los valores normativos.

Las incertidumbres podrán evaluarse de modo cualitativo, de forma justificada y determinando cual sería

el efecto sobre los resultados del análisis, cuando el análisis cuantitativo no resulte posible.

Sobre las variables con influencia en la valoración final, podría plantearse una investigación adicional para

reducir el error en los resultados finales, dando lugar a una fase detallada del análisis de riesgos.

10. CÁLCULO DE VALORES OBJETIVO

El proceso de análisis de riesgos permite fijar aquellos niveles de máxima concentración residual

admisible, niveles objetivo, en el medio objeto de estudio. Los niveles objetivo limitan los riesgos de los

receptores potenciales hasta niveles aceptables.

La determinación de niveles objetivo se realiza de modo inverso al análisis de riesgos (este proceso se

conoce como “way backwards”). Se parte de los criterios de aceptabilidad del riesgo del Real Decreto

9/2005, y se determina la correspondiente concentración en el medio de afección (suelos y/o aguas

subterráneas) que permitiría alcanzar dichos criterios.

El análisis inverso se lleva a cabo primero a nivel de cada contaminante en particular. El proceso conlleva

el cálculo de concentraciones en suelo y agua para efectos cancerígenos y no cancerígenos de modo

independiente, así como para cada vía de exposición (individual o combinada) y cada receptor

de 164


considerado en el análisis. Sobre los diferentes valores obtenidos se seleccionará el que resulte más

conservador.

Una vez calculados los valores objetivo para cada contaminante a nivel individual, se lleva a cabo un

refinamiento del proceso para garantizar que los riesgos acumulados para cada vía o conjunto de vías de

exposición, se mantendrán igualmente inferiores a los valores permitidos.

No todos los contaminantes aportarán iguales niveles de riesgo al riesgo acumulado final, por lo que sólo

será preciso reducir las concentraciones sobre aquellos que mayor participación tienen en la superación

de los valores límite, normalmente aquellos sobre los que se han determinado riesgos superiores a los

permitidos a nivel individual, y algunos cuyos valores de riesgo son relativamente próximos a los

permitidos (dentro de un orden de magnitud aproximadamente, esto es HQ>0,1 e IR>10-6).

La reducción sobre la concentración inicial de los diferentes contaminantes seleccionados será más o

menos proporcional, a menos que alguno/s de los contaminantes, por sus características físico-químicas

(p.ej. volatilidad) sea/n más fácil/es de descontaminar que el resto, en cuyo caso se podrán reducir las

concentraciones de éstos preferentemente para el establecimiento de los valores objetivo.

Se aclarará en el análisis de riesgos el criterio elegido para la reducción de la concentración de

contaminantes en el cálculo de los valores objetivo teniendo en cuenta los efectos acumulativos.

Se deberán tener en cuenta:

Los niveles objetivo en suelos, para aquellas vías de exposición que no impliquen el contacto directo

con el suelo, están limitados al valor de saturación residual en suelos.

Los niveles objetivo en aguas están limitados al límite de solubilidad de cada compuesto.

Los niveles objetivo no deberían ser inferiores a los valores de fondo del contaminante en la zona.

Los niveles objetivo no deberían ser inferiores a los límites de cuantificación de las técnicas analíticas

disponibles.

Los dos primeros casos enumerados anteriormente se pueden producir en vías de exposición indirectas, a

partir de medios de exposición diferentes al medio fuente de la contaminación, por ejemplo por exposición

al aire ambiente cuya contaminación procede de la de las aguas subterráneas o el suelo, o la exposición a

aguas subterráneas cuya contaminación procede de la contaminación del suelo. En estos casos puede

suceder que la concentración en el medio de exposición que induce riesgos en el límite de aceptabilidad,

implica por modelización realizada en sentido inverso, una concentración en el medio fuente superior a la

de 164


máxima concentración residual que puede experimentar ese suelo en sus espacios intersticiales, o

superior a la máxima concentración que puede estar presente de forma disuelta en el agua subterránea,

condiciones que físicamente no pueden producirse en la realidad.

Ello quiere decir, que la concentración en la matriz del foco especificada no alcanzará nunca, en las

condiciones naturales de ese suelo, niveles que pudieran representar un riesgo inaceptable por esas vías

de exposición, y por tanto no procede el establecimiento de niveles objetivo. Los valores teóricos

determinados se suelen sustituir por indicaciones del tipo >Csat ó >S.

No obstante, en la modelización directa la exposición, no se tienen en cuenta las limitaciones de

solubilidad y saturación, por lo que sí se pueden obtener riesgos superiores a los permitidos que están

sobreestimados.

Ello se produce porque la concentración en el medio fuente, normalmente de hidrocarburos, realmente

supera los límites de solubilidad en agua o la concentración máxima en los intersticios del suelo, siendo

indicativos de la existencia de un cuarto medio de partición de los contaminantes, una fase libre o NAPL,

aparte de los tres ya considerados (suelo, agua y fase gaseosa), que no es tenida en cuenta en la

formulación de los modelos de transporte de contaminantes. Existe la posibilidad de aplicar para ello la

ley de Raoult, pero posee las limitaciones ya indicadas con anterioridad en este documento, por lo que no

la hacen aconsejable con carácter general.

Cuando suceda esto en el análisis de riesgos, se debe poner claramente de manifiesto esta situación,

pues aunque no proceda el establecimiento de valores objetivo, la posible existencia de una NAPL,

aunque inicialmente no haya sido detectada en forma claramente diferenciable y móvil, puede derivar en

el futuro, si existen aguas subterráneas en el emplazamiento, en la formación de dicha fase libre móvil,

que alteraría las condiciones del análisis de riesgos y que obligaría a una remediación.

En estos casos se aconseja llevar a cabo un seguimiento periódico de la calidad de las aguas

subterráneas para evaluar la posible aparición de dicha fase libre móvil y la expansión o disminución de la

pluma contaminante.

Por otro lado, los niveles objetivo pudieran en determinados casos ser inferiores a los NGRs establecidos,

por causas como las siguientes:

de 164


Los NGRs son niveles límite de riesgos calculados para compuestos individuales, mientras que los

valores objetivo tienen en cuenta los riesgos acumulados por todos los contaminantes considerados

para cada vía o conjunto de vías de exposición.

Los NGRs se calculan, según procedimiento indicado en Guía del Ministerio para la aplicación del

Real Decreto 9/2005, sin tener en cuenta las vías de exposición a través de las aguas subterráneas

potencialmente contaminadas, por lo que en emplazamientos donde tangan lugar estas vías, cabe

que se produzca esta posibilidad.

Se puede haber adoptado, en función de las características del emplazamiento, alguna otra vía de

exposición no contemplada en la derivación de los NGRs, como por ejemplo el contacto dérmico

para un trabajador o la ingestión de alimento contaminado para un receptor residencial.

Los valores toxicológicos pueden haber evolucionado hacia valores más conservadores desde el

momento en que los NGRs fueron establecidos, especialmente en aquellos casos en que las

constantes eran provisionales o por ejemplo extrapoladas a partir de otras rutas de exposición.

11. COMPARACIÓN CON VALORES NORMATIVOS

El análisis de riesgos se realiza en base al Real Decreto 9/2005 y al Decreto 18/2015 y la legislación

estatal y autonómica básica en suelos contaminados (Ley 22/2011 de residuos y suelos contaminados y

Ley 7/2007 de gestión integrada de la calidad ambiental).

La metodología a seguir para su realización y evaluación se lleva a cabo en base al procedimiento

recogido en estos documentos legales y las guías y documentos reconocidos por éstos, entre los cuales se

haya la Guía Técnica para la aplicación del Real Decreto 9/2005 del Ministerio de Medio Ambiente, y el

presente documento.

Esta metodología, basada en el riesgo para la salud humana, en la mayoría de las ocasiones a largo plazo

y con carácter conservador (individuos razonablemente más expuestos), es independiente de otras

regulaciones normativas que, con criterios diferentes, puedan existir para algunos compartimentos

ambientales incluidos en la ruta de exposición desde la fuente al receptor.

Así puede ocurrir por ejemplo con las aguas subterráneas, las aguas superficiales y el aire ambiente.

No obstante, el Decreto 18/2015 contempla en el caso de afección al medio hídrico, la petición de

informes preceptivos sobre los resultados de las investigaciones a la Administración Hidráulica

competente, e igualmente existe la posibilidad que se puedan comunicar los resultados de las

de 164


investigaciones, en caso de afección del aire ambiente, a otros departamentos de la propia Consejería de

Medio Ambiente competentes en materia de calidad del aire.

Con objeto de facilitar la comprensión de los resultados del análisis por todos sus posibles destinatarios,

la evaluación de riesgos deberá llevar a cabo, solamente a título informativo, una comparación de los

valores de concentración determinados (experimentalmente o mediante modelización) en el punto de

exposición de estos ámbitos, con los niveles normativos que puedan existir al respecto en sus

correspondientes ámbitos, y que en la actualidad serían:

Normas de calidad ambiental en las aguas superficiales correspondientes.

Normas de calidad y valores umbral de la masa de agua subterránea correspondiente.

Criterios de calidad del agua de consumo humano.

Valores límite y valores objetivo de calidad del aire.

12. REFERENCIAS

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gas E&P sites”. American Petroleum Institute Publication nº 4709.

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BLOOM N.S., Preus E., Katon J., Hiltner M. 2002. “Selective extractions to assess the biogeochemically

relevant fractionation of inorganic mercury in sediments and soils”. Analytica Chimica Acta 479 (2003)

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CABOCHE, J. 2009. “Validation d’un test de mesure de bioaccessibilité. Application à 4 éléments traces

métalliques dans les sols : As, Cd, Pb et Sb”. Laboratoire unité de recherche animale et fonctionnalités

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de 164


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declarar un suelo contaminado en Andalucía y la metodología y técnicas de toma de muestra y análisis

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compuestos orgánicos”.

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“Guía de Análisis de Riesgos para la Salud Humana y los Ecosistemas”.

CONSEJERÍA DE MEDIO AMBIENTE Y ORDENACIÓN DEL TERRITORIO (COMUNIDAD DE MADRID). 2011.

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potencialmente contaminantes del suelo y los criterios y estándares para la declaración de suelos

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REAL DECRETO 1075/2015, de 27 de noviembre, por el que se modifica el anexo II del Real Decreto

1514/2009, de 2 de octubre, por el que se regula la protección de las aguas subterráneas contra la

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ANEXO: ALGORITMOS PARA EL CÁLCULO DE LA DOSIS DE EXPOSICIÓN PARA LAS

DIFERENTES VÍAS

de 164


TTaabbllaa 4400:: EEccuuaacciioonneess ppaarraa eell ccáállccuulloo ddee llaa ddoossiiss ddee eexxppoossiicciióónn ppaarraa llaass ddiiffeerreenntteess vvííaass

DOSIS DE EXPOSICIÓN ALGORITMO

Ecuación genérica ATBW

EDEFRCCD

Exposic

ión a

l A

gu

a

Ingestión de compuestos químicos

disueltos en el agua de consumo

ATBW

EDEFIRCWD

Ingestión accidental de compuestos

químicos durante el baño en aguas

superficiales contaminadas

Contacto dérmico con compuestos

químicos disueltos en agua 31000

1

cm

l

ATBW

EDEFETPCSACWD

Exposic

ión a

l S

ue

lo

Ingestión de compuestos químicos

en el suelo mg

kg

ATBW

EDEFFIIRCSD

610

1

Contacto dérmico con compuestos

químicos adsorbidos al suelo mg

kg

ATBW

EDEFABSAFSACSD

610

1

Exposic

ión a

l

Aire

Inhalación de vapores de

compuestos químicos

ATBW

EDEFETIRCAD

AT

EDEFETCAC

Exposic

ión a

Alim

en

tos Ingestión de pescado y marisco

contaminado

ATBW

EDEFFIIRCFD

Ingestión de frutas y verduras

contaminadas

Ingestión de carnes, huevos y

lácteos contaminados

Referencia: EPA/540/1-89/002 “Risk Assessment Guidance for Superfund. Volume I Human Health Evaluation Manual (Part A)”. Diciembre 1989. Capítulo 6.

de 164


Donde

ABS Factor de absorción específico del compuesto químico (adimensional)

AF Factor de adherencia suelo-piel (mg/cm2)

AT Periodo de exposición promedio; periodo sobre el que se normaliza la exposición (días)

BW Peso del cuerpo humano; el peso promedio del receptor expuesto durante la duración de la

exposición (kg)

C

Concentración de exposición; la concentración promedio de exposición en toda su duración (ej.

etcmmgkgmglmg airesueloagua ,,, 3)

CA Concentración en el aire (mg/m3)

CF Concentración en el alimento (mg/kg)

CS Concentración en el suelo ( suelokgmg )

CW Concentración en el agua ( agualmg )

D

Dosis de exposición; cantidad de sustancia química disponible en el punto de intercambio (

día

mg qcocpto

peso

kg)

ED Duración de la exposición; describe por cuánto tiempo ocurre la exposición (años)

EF Frecuencia de la exposición; describe cómo a menudo ocurre la exposición (días/año)

ET Tiempo de exposición; describe el tiempo dedicado a cada evento (horas/evento u horas/día)

FI Fracción ingerida perteneciente a la fuente contaminada (adimensional)

IR

Tasa de ingestión de agua ( díalagua )

Tasa de inhalación (m3/hora); describe el volumen de aire que alcanza el organismo expuesto.

Debe ser determinado en función del nivel de actividad (ej. reposo, sedentario, activo, etc.)

Tasa de ingesta de alimentos (kg/comida)

PC Constante de permeabilidad específica del compuesto químico (cm/hr)

RC

Tasa de contacto; cantidad de medio contaminado que entra en contacto con el receptor por

unidad de tiempo (ej. díamdíamgdíal airesueloagua

3,, )

SA Superficie de piel expuesta al contacto dérmico (cm2/evento)

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